土壤作为陆地生态系统的重要组成部分, 是陆地生态系统物质循环、能量转换和信息传递的核心载体(盛茂银等, 2013)。土壤也是一个巨大的碳库(Xu et al., 2020), 土壤圈中储存约2 500 Pg碳, 其中土壤有机碳占地球总碳库的60%, 约为大气碳储存的2倍, 植被碳储存的3倍(Hu et al., 2018; 伍方骥等, 2020)。土壤有机碳作为土壤的重要组成成分, 既为植物生长提供所需的营养物质, 也为土壤微生物活动提供能源, 是评价土壤质量或健康程度的重要指标(哈文秀等, 2019; 王一诺等, 2021), 也是地球表层系统中最大且最具有活动性的生态系统碳库之一, 对土壤质量和气候变化都有着重大的影响(Negash et al., 2022), 在全球碳循环过程中起关键作用(Hu et al., 2022)。土壤有机碳库一旦发生微小幅度的变化, 都有可能影响大气CO2循环系统的改变, 进而导致温室气体失衡和全球气候变化。在过去的10年里, 对于土壤有机碳积累和稳定性的研究已经成为碳循环研究的重点和热点(Xu et al., 2020)。
按照有机碳周转速率及其对外界环境的敏感程度, 土壤有机碳可以划分为活性有机碳和惰性有机碳两个组分(吴传敬等, 2019)。活性有机碳不仅具有较强的移动性和变化快的特点, 同时容易被氧化和矿化。活性有机碳不仅对植被生长发育和土壤微生物活动起着重要作用(刘学东等, 2016), 同时可以对土壤总有机碳(TSOC)库和生态系统碳循环产生明显的影响, 通常由微生物生物量碳(MBC)、可溶性有机碳(DOC)和易氧化有机碳(EOC)含量表征(Lan, 2021; 王一诺等, 2021)。MBC含量主要受土壤中微生物生物量(即土壤中除活的植物体外, 体积小于5×103 μm3活微生物的总量)的影响, 对外界环境变化响应较敏感(de Aquino Moura et al., 2018)。MBC作为土壤中的一个活跃因子, 是土壤有机碳的重要组成部分, 不仅在土壤有机质分解方面起着重要作用, 还能够有效促进腐殖质的形成, 是土壤养分转化及循环的动力, 也是土壤有效养分的重要来源(罗明霞等, 2021)。近年来, MBC含量已被国内外众多学者作为土壤质量的生物学指标进行研究和探讨, 它是理想的生物学指标之一(de Aquino Moura et al., 2018; Chen et al., 2021; 罗明霞等, 2021)。DOC作为土壤最具动态特征的碳组分, 不仅是土壤微生物的主要能源和物质来源, 而且自身也有一部分来自于死亡微生物的降解, 与MBC具有很高的相关性(Cressey et al., 2018)。土壤DOC与MBC都对温室气体排放有很大的贡献, 且土壤DOC对气候变化的响应更为敏感(Xiao et al., 2020), 可以作为评价土壤微生物分解利用土壤速效养分的重要指标。土壤EOC作为土壤养分的潜在来源和土壤微生物活动的重要能源, 是土壤中较易氧化分解的有机碳, 也是反映土壤有机碳早期变化的重要指标(王一诺等, 2021)。
土壤有机碳库变化不仅与活性有机碳组分密切相关, 还与土壤酶紧密联系。土壤酶参与催化了土壤生物化学过程, 是“植物-土壤酶-土壤养分元素”的关键一环(Nannipieri et al., 2012; Lino et al., 2016; Wang et al., 2020)。相关研究表明, 蔗糖酶(sucrase, SUC)、淀粉酶(amylase, AMY)、脲酶(urease, URE)、碱性磷酸酶(alkaline phosphatase, ALP)等土壤酶与土壤有机碳积累和矿化紧密相关(吴传敬等, 2019), 可以催化调控土壤活性有机碳组分形成和分解的生物化学过程(刘学东等, 2016; Fan et al., 2019; Wang et al., 2020), 是土壤肥力的重要指标。蔗糖酶能将土壤有机物水解成葡萄糖和蔗糖供植物生长和微生物生命活动利用(Xie et al., 2017; 孙文颖等, 2019; Wang et al., 2020)。淀粉酶可以将土壤中不溶于水的淀粉组分分解生成可溶性单糖, 来增加土壤中易溶性营养物(孙文颖等, 2019)。脲酶作用于土壤有机质的碳氮键, 将土壤中尿素水解成氨。而碱性磷酸酶是将土壤有机磷水解为可供植物利用的无机磷的关键酶(Nannipieri et al., 2012), 是评价土壤磷微生物转化方向和强度的重要指标(He et al., 2015)。杨长明等(2021)研究表明, 不同土地覆被下土壤脲酶和蔗糖酶活性与土壤DOC含量显著相关。孙文颖等(2019)研究表明, 植被退化显著影响土壤蔗糖酶和淀粉酶活性, 降低其酶促反应的效率, 导致湿地土壤环境进一步恶化。刘学东等(2016)的研究表明, 不同植物群落的土壤EOC和DOC含量均与土壤磷酸酶活性密切相关, 且磷酸酶活性变化对TSOC含量存在明显影响, 其影响程度与土壤有机碳组分构成密切相关。可见, 土壤酶活性对地表覆被变化响应敏感, 并引起土壤活性有机碳组分显著变化, 进而引起TSOC库的改变(Burns et al., 2013)。
以贵州为中心的中国西南喀斯特分布面积达55万km2, 是全球三大集中连片喀斯特分布区之一(袁道先, 1993)。喀斯特生态系统高度敏感和脆弱(盛茂银等, 2013; Hu et al., 2018; Fan et al., 2019; 哈文秀等, 2019), 加之该区人口密度大、人类活动强烈(Jiang et al., 2014; 伍方骥等, 2020), 使得该区植被毁坏和土壤流失严重(Hu et al., 2018; Fan et al., 2019), 导致西南喀斯特地区出现严重的生态系统退化(石漠化)。喀斯特石漠化已成为明显制约中国西南社会经济可持续发展的一项严重的生态问题, 石漠化治理已成为该区社会经济建设中亟待解决的一项重要任务。自20世纪末以来, 国家在中国西南实施了退耕还林、天然林保护、石漠化专项治理等生态建设和恢复工程, 实施了大量的种植乔木、灌木、藤蔓植物以及建植草地等植被恢复措施, 取得了显著的成效。但这些植被恢复工程对土壤有机碳积累和稳定性影响如何? 哪种植被恢复措施最有利于土壤有机碳存储? 以及这些植被恢复影响土壤有机碳积累和稳定性的内在机制是什么? 这些关键科学问题均仍不清楚, 严重制约了中国西南喀斯特退化生态系统植被恢复的科学实施。
为此, 本研究选取中国西南喀斯特石漠化典型治理区为研究区, 以自然裸地为对照, 选取人工植被恢复30年左右的乔木林(柚木(Tectona grandis)林和柏木(Cupressus funebris)林)、灌木林(花椒(Zanthoxylum bungeanum)林和量天尺(火龙果, Hylocereus undatus)林)、藤林(忍冬(金银花, Lonicera japonica)林)以及人工草地(皇竹草(Lonicera japonica)草地和砂仁(Amomum villosum)草地)为研究对象, 研究: 1)植被恢复工程措施对西南喀斯特TSOC含量和储量的影响; 2)西南喀斯特土壤活性有机碳组分和酶活性对长期植被恢复措施的响应; 3)西南喀斯特土壤有机碳积累和活性有机碳组分含量与土壤酶活性的关系。以期为中国西南退化喀斯特生态系统科学治理、以及基于土地利用的碳调控提供科学理论依据。
1 材料和方法
1.1 研究区概况
研究区位于贵州省安顺市关岭县北盘江花江河段峡谷两岸(25.61°-25.70° N, 105.60°-105.72° E, 图1), 是典型的喀斯特高原峡谷地貌, 地势落差大, 海拔450-1 450 m, 年降水量为1 100 mm, 降水主要分布在5-10月, 占全年总降水量的83%。研究区内岩石多属三叠系的白云岩、泥质白云岩和钙质页岩。土壤以黄壤、黄色石灰土为主。植被为亚热带常绿落叶针阔混交林。原生植被基本上被破坏, 现以次生林为主。野生植被以窄叶火棘(Pyracantha angustifolia)、缫丝花(Rosa roxburghii)、火棘(Pyracantha fortuneana)和铁线莲(Clematis florida)等为主的灌丛, 以及零星分布的以杉木(Cunninghamia lanceolata)、青冈(Cyclobalanopsis glauca)、马尾松(Pinus massoniana)和亮叶桦(Betula luminifera)为主的乔木林。该区由于人口众多、人为活动强烈, 导致明显的土壤退化, 存在严重的喀斯特石漠化现象。自20世纪90年代开始, 该区开展了大量的生态恢复工程, 最早一批植被恢复措施的实施, 距今已有30余年。
图1
图1
花江研究区植被恢复样地位置图。BM, 柏木种植; CK, 对照样地; HJ, 花椒种植; HLG, 火龙果种植; HZC, 皇竹草种植; JYH, 金银花种植; SR, 砂仁种植; YM, 柚木种植。
Fig. 1
Vegetation restoration plots location and basic information of Huajiang study area. BM, Cupressus funebris planting; CK, control plot; HJ, Zanthoxylum bungeanum planting; HLG, Hylocereus undatus planting; HZC, Pennisetum sinese planting; JYH, Lonicera japonica planting; SR, Amomum villosum planting; YM, Tectona grandis planting.
1.2 样地设置与样品采集
于2021年3月中旬在充分考虑海拔、坡度、坡位、土壤质地等立地背景条件大致相似情况下, 针对所选取的7种植被恢复措施分别建立取样样地, 选取与取样样地立地背景条件一致且无植被恢复措施的裸地作为对照样地。每个样地面积为100 m × 100 m, 样地内随机设置3个10 m × 10 m的样方, 在每个样方中随机选取3个取样点, 分别对0-5、5-10、10-15 cm 3个土层进行土壤样品采集。采用四分法取得足够量的土壤样品, 清除样品中动植物残体等杂物后, 装入密封袋带回实验室。同时, 使用容重环采集每一层土壤带回实验室进行土壤密度(BD)测定。采集的土壤样品去除砾石等杂质后, 分为两部分。一部分样品于室内自然风干, 用于测定土壤基本理化性质、EOC含量及土壤酶活性; 另一部分土壤样品保存在4 ℃冰箱中, 用于DOC和MBC含量测定。各样地的基本信息和土壤基本理化性质见表1。
表1 花江植被恢复样地基本信息
Table 1
 |
1.3 土壤理化性质测定
1.4 土壤活性有机碳含量测定
式中, MBC为微生物生物量碳含量, EC为熏蒸和未熏蒸样品浸提液测定的有机碳差值, KC为转换系数, 取值为0.45 (吴金水, 2006)。
1.5 土壤酶活性测定
1.6 数据统计分析
采用Excel 2019进行数据的计算与初步分析。用SPSS 19.0对数据进行单因素方差分析, 分析不同处理措施间各指标的差异显著性。采用双变量相关分析法计算各项指标两两之间的Pearson相关系数。用Origin 2019进行绘图。使用Canoco 5完成主成分分析(PCA)。
2 结果和分析
2.1 不同植被恢复措施的TSOC含量和储量
不同植被恢复措施和对照样地的TSOC含量间存在显著差异(图2A)。总体来看, 柏木和金银花种植的TSOC含量在7种恢复措施中是最高的, 显著高于对照样地。在整个0-15 cm土层中, 柏木和金银花种植的TSOC含量范围分别为30.21-45.17 mg·kg-1和32.83-42.81 mg·kg-1。7种植被恢复措施中, 人工草地建设的2种措施(皇竹草和砂仁种植)的TSOC含量最低, 显著低于对照样地。柚木种植的表层(0-5 cm)土壤TSOC含量显著高于对照样地, 但中层(5- 10 cm)和下层(10-15 cm)土壤TSOC含量与对照样地无显著差异。花椒种植的中层(5-10 cm)和下层(10-15 cm)土壤TSOC含量显著高于对照样地, 而表层(0-5 cm)土壤TSOC含量与对照样地无显著差异。火龙果种植的TSOC含量均与对照样地无显著差异。此外, 植被恢复措施对TSOC含量的垂直分布也存在显著的影响。对照样地的TSOC含量在不同土层中无显著差异, 而绝大多数植被恢复措施的TSOC含量在不同土层中存在显著差异, 呈现随土层的增加而降低的趋势。
图2
图2
西南喀斯特石漠化不同植被恢复措施的土壤总有机碳含量(A)和储量(B) (平均值±标准差)。CK, 对照样地; HJ, 花椒种植; HLG, 火龙果种植; HZC, 皇竹草种植; JYH, 金银花种植; SR, 砂仁种植; YM, 柚木种植。不同大写字母表示同一土层中不同植被恢复措施的差异显著(p < 0.05), 不同小写字母表示同一植被恢复措施不同土层的差异显著(p < 0.05)。
Fig. 2
Soil total organic carbon contents (A) and storages (B) of the different vegetation restoration measures in the karst rocky desertification ecosystem, southwest China (mean ± SD). BM, Cupressus funebris planting; CK, control plot; HJ, Zanthoxylum bungeanum planting; HLG, Hylocereus undatus planting; HZC, Pennisetum sinese planting; JYH, Lonicera japonica planting; SR, Amomum villosum planting; YM, Tectona grandis planting. Different uppercase letters indicate significant differences (p < 0.05) between different vegetation restoration measures in the same soil layer, and different lowercase letters indicate significant differences (p < 0.05) between different soil layers of the same vegetation restoration measure.
不同植被恢复措施和对照样地的TSOC储量间也存在显著差异(图2B)。7种植被恢复措施TSOC储量范围为0.48-1.92 kg·m-2。人造乔木林(柏木和柚木种植)、人造灌木林(花椒和火龙果种植)、人造藤林(金银花种植)的TSOC储量均显著高于对照样地, 但它们之间无显著差异(0-5 cm土层的花椒种植除外)。人工草地建植的2种恢复措施(皇竹草和砂仁种植)的TSOC储量不仅不高于对照样地, 还在10-15 cm土层中显著低于对照样地。除人工草地建植的2种恢复措施, 其他植被恢复措施下的TSOC储量在不同土层间无显著差异。
2.2 不同植被恢复措施的土壤活性有机碳组分含量
2.2.1 MBC含量
不同植被恢复措施和对照样地的土壤MBC含量间存在显著差异(图3A)。7种植被恢复措施中, 柏木种植的土壤MBC含量均值最高, 含量范围为537.6-910.0 mg·kg-1。柏木种植和金银花种植的土壤MBC含量显著高于对照样地。尽管火龙果种植的表层(0-5 cm)土壤MBC含量显著高于对照样地, 但中下层(5-10 cm和10-15 cm)土壤MBC含量与对照样地无显著差异。与对照样地对比, 其余4种植被恢复措施均未显著提升土壤MBC含量。甚至皇竹草种植的表层土壤MBC含量显著低于对照样地。此外, 对照样地、柚木种植、皇竹草种植和砂仁种植的表层土壤MBC含量显著高于中下层土壤。
图3
图3
西南喀斯特石漠化不同植被恢复措施的土壤活性有机碳组分含量(A-C)及其在土壤总有机碳含量中的占比(D-F) (平均值±标准差)。DOC, 可溶性有机碳含量; EOC, 易氧化有机碳含量; MBC, 微生物生物量碳含量; TSOC, 土壤总有机碳含量。BM, 柏木种植; CK, 对照样地; HJ, 花椒种植; HLG, 火龙果种植; HZC, 皇竹草种植; JYH, 金银花种植; SR, 砂仁种植; YM, 柚木种植。不同大写字母表示同一土层中不同植被恢复措施的差异显著(p < 0.05), 不同小写字母表示同一植被恢复措施不同土层的差异显著(p < 0.05)。
Fig. 3
Soil active organic carbon fraction contents (A-C) and their proportions (D-F) to total soil organic carbon content (TSOC) of the different vegetation restorations in the karst rocky desertification ecosystem, southwest China (mean ± SD). DOC, dissolved organic carbon content; EOC, easy oxidation carbon content; MBC, microbial biomass carbon content; TSOC, total soil organic carbon content. BM, Cupressus funebris planting; CK, control plot; HJ, Zanthoxylum bungeanum planting; HLG, Hylocereus undatus planting; HZC, Pennisetum sinese planting; JYH, Lonicera japonica planting; SR, Amomum villosum planting; YM, Tectona grandis planting. Different uppercase letters indicate significant differences (p < 0.05) between different vegetation restoration measures in the same soil layer, and different lowercase letters indicate significant differences (p < 0.05) between different soil layers of the same vegetation restoration measure.
2.2.2 DOC含量
与对照样地相比, 7种植被恢复措施均未显著提升土壤DOC的含量(图3B)。但不同植被恢复措施间的土壤DOC含量存在显著差异。在中层(5-10 cm)土壤中, 花椒种植的土壤DOC含量显著大于柚木种植和火龙果种植。在下层(10-15 cm)土壤中, 花椒种植的土壤DOC含量显著大于柏木种植和火龙果种植。除火龙果种植外, 其余6种植被恢复措施和对照样地的土壤DOC含量在不同土层间均无显著差异。
2.2.3 EOC含量
7种植被恢复措施和对照样地间的土壤EOC含量存在显著差异(图3C)。与对照样地相比, 柏木和金银花种植显著提升了土壤EOC含量, 人工种草的2种措施(皇竹草和砂仁种植)则显著降低了土壤EOC含量。尽管柚木种植的表层(0-5 cm)土壤EOC含量显著提升, 但其他2个土层的土壤EOC含量与对照样地无显著差异。2种人造灌木林恢复措施(花椒和火龙果种植)的土壤EOC含量与对照样地无显著差异。7种植被恢复措施中, 除皇竹草种植外, 其余6种措施的土壤EOC含量在不同土层中均存在显著差异, 呈现随土层的增加而降低的变化趋势。而对照样地的土壤EOC含量在不同土层间无显著差异。
2.3 不同植被恢复措施的土壤活性有机碳组分含量在TSOC中的占比
2.3.1 MBC/TSOC
7种植被恢复措施和对照样地间的土壤MBC/ TSOC存在显著的差异(图3D)。在表层(0-5 cm)土和中层(5-10 cm)土中, 砂仁种植的土壤MBC/TSOC显著大于对照样地, 而其余6种恢复措施的土壤MBC/TSOC与对照样地无显著差异。在下层(10-15 cm)土中, 火龙果种植的土壤MBC/TSOC显著大于对照样地, 而其余6种恢复措施的土壤MBC/TSOC与对照样地无显著差异。7种恢复措施中, 除柚木种植外, 其余6种恢复措施的土壤MBC/TSOC在不同土层中均无显著差异。
2.3.2 DOC/TSOC
在7种植被恢复措施和对照样地中, 人工种草2种措施(皇竹草和砂仁种植)的土壤DOC/TSOC明显较高(图3E)。在所研究的3个土层中, 砂仁种植的土壤DOC/TSOC均显著大于对照样地。在5-10 cm和10-15 cm土层中, 皇竹草种植的土壤DOC/TSOC显著大于对照样地, 而在0-5 cm土层中, 两者无显著差异。其余5种植被恢复措施的土壤DOC/TSOC在各个土层中均与对照样地无显著差异。在土壤垂直分布上, 皇竹草种植的土壤DOC/TSOC呈现随土层增加而增加的变化趋势, 而其余6种恢复措施和对照样地的土壤DOC/TSOC在不同土层间无显著变化。
2.3.3 EOC/TSOC
与对照样地相比, 植被恢复对土壤EOC/TSOC的影响较小(图3F), 且不同恢复措施间的土壤EOC/TSOC差异也不明显。7种恢复措施中, 仅皇竹草种植的土壤EOC/TSOC在表层(0-5 cm)土中显著小于对照样地, 其余6种恢复措施的土壤EOC/ TSOC在各个土层中均与对照样地无显著差异。除人造乔木2种恢复措施(柚木和柏木种植)的表层(0-5 cm)土壤EOC/TSOC显著高于中层(5-10 cm)和下层(10-15 cm)土壤外, 其余5种恢复措施和对照样地的土壤EOC/TSOC在不同土层中无显著变化。
2.4 不同植被恢复措施的土壤酶活性
7种植被恢复措施和对照样地间的土壤脲酶(图4A)、蔗糖酶(图4B)、淀粉酶(图4C)和碱性磷酸酶(图4D)的活性均存在显著的差异。除花椒种植外, 其余6种恢复措施的土壤脲酶活性均显著大于对照样地; 且7种恢复措施中, 柏木种植、金银花种植和皇竹草种植的土壤脲酶活性均显著大于柚木种植、花椒种植、火龙果种植和砂仁种植。除皇竹草种植外, 其余6种植被恢复措施的土壤蔗糖酶活性均显著大于对照样地; 且7种恢复措施的土壤蔗糖酶活性中, 砂仁种植、柚木种植、花椒种植、火龙果种植较高, 柏木种植和金银花种植次之, 而皇竹草种植最低。7种恢复措施中, 仅有柏木种植的土壤淀粉酶活性显著高于对照样地; 柚木种植的土壤淀粉酶也相对较高, 显著高于皇竹草种植。除皇竹草种植外, 其余6种恢复措施的土壤碱性磷酸酶活性均显著大于对照样地; 而在这6种恢复措施的土壤碱性磷酸酶活性中, 柏木种植最高, 柚木种植、花椒种植、火龙果种植和金银花种植次之, 砂仁种植最低。
图4
图4
西南喀斯特石漠化不同植被恢复措施的土壤酶活性(平均值±标准差)。BM, 柏木种植; CK, 对照样地; HJ, 花椒种植; HLG, 火龙果种植; HZC, 皇竹草种植; JYH, 金银花种植; SR, 砂仁种植; YM, 柚木种植。不同大写字母表示不同植被恢复措施间酶活性的差异显著(p < 0.05)。
Fig. 4
Soil enzyme activities of the different vegetation restorations in the karst rocky desertification ecosystem, southwest China (mean ± SD). BM, Cupressus funebris planting; CK, control plot; HJ, Zanthoxylum bungeanum planting; HLG, Hylocereus undatus planting; HZC, Pennisetum sinese planting; JYH, Lonicera japonica planting; SR, Amomum villosum planting; YM, Tectona grandis planting. Different uppercase letters indicate significant differences (p < 0.05) of enzyme activity between different restorations.
2.5 相关性分析
4种土壤酶活性与TSOC含量、活性有机碳组分含量等土壤理化性质之间的相关性见表2。结果显示, 土壤脲酶活性与土壤pH存在显著正相关关系, 而与土壤其他理化性质均无显著相关性。土壤蔗糖酶活性与本研究所涉及的土壤理化性质均无显著相关性。土壤淀粉酶活性与TSOC和EOC含量存在极显著正相关关系, 与MBC含量存在显著正相关关系, 而与DOC/TSOC存在显著负相关关系。土壤碱性磷酸酶活性与TSOC、EOC和MBC含量存在极显著正相关关系, 与土壤TN含量存在显著正相关关系, 而与DOC/TSOC存在极显著负相关关系。
表2 西南喀斯特石漠化土壤酶活性与土壤总有机碳和活性有机碳组分含量等土壤理化性质间的相关性
Table 2
| 酶活性 Enzyme activity | pH | BD | TN | TP | TSOC | DOC | EOC | MBC | DOC/TSOC | EOC/TSOC | MBC/TSOC |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| URE | 0.489* | 0.365 | -0.070 | -0.240 | 0.051 | -0.264 | 0.074 | 0.300 | 0.111 | -0.070 | 0.327 |
| SUC | -0.054 | 0.113 | 0.078 | -0.202 | 0.029 | 0.219 | -0.036 | 0.054 | -0.035 | -0.209 | 0.120 |
| AMY | 0.155 | -0.194 | 0.317 | 0.106 | 0.541** | -0.293 | 0.599** | 0.501* | -0.465* | 0.268 | 0.007 |
| ALP | 0.260 | -0.255 | 0.504* | 0.151 | 0.696** | -0.235 | 0.680** | 0.749** | -0.648** | 0.026 | 0.119 |
*, p < 0.05; **, p < 0.01。BD, 土壤密度; DOC, 可溶性有机碳含量; EOC, 易氧化有机碳含量; MBC, 微生物生物量碳含量; TN, 总氮含量; TP, 总磷含量; TSOC, 土壤总有机碳含量。ALP, 碱性磷酸酶活性; AMY, 淀粉酶活性; SUC, 蔗糖酶活性; URE, 脲酶活性。
*, p < 0.05; **, p < 0.01. BD, soil bulk density; DOC, dissolved organic carbon content; EOC, easy oxidation carbon content; MBC, microbial biomass carbon content; TN, total nitrogen content; TP, total phosphorus content; TSOC, total soil organic carbon content. ALP, alkaline phosphatase activity; AMY, amylase activity; SUC, sucrase activity; URE, urease activity.
2.6 主成分分析
为进一步明确植被恢复引起的土壤环境主要变化因子, 本研究对所涉及的15个环境因子开展了PCA分析(表3; 图5)。结果显示, 前4个主成分的累计贡献率达79.731%, 说明这4个主成分可以代表所研究的15个环境因子变化的大部分信息。其中: 第1主成分的贡献率为39.647%, 主要是TSOC含量、EOC含量、DOC/TSOC、TN含量、土壤密度和碱性磷酸酶活性的贡献, 相关系数绝对值均大于0.7, 分别为0.985、0.970、-0.907、0.870、-0.737和0.706。第2主成分的贡献率为20.859%, 主要是土壤pH、脲酶活性、MBC/TSOC的贡献, 相关系数分别为0.754、0.725和0.675。第3主成分的贡献率为9.948%, 主要是土壤蔗糖酶活性的贡献, 相关系数为0.856。第4主成分的贡献率为9.276%, 主要是土壤EOC/TSOC的贡献, 相关系数为0.823。
表3 西南喀斯特石漠化土壤环境因子对长期植被恢复响应的主成分分析
Table 3
| 因子 Factor | 主成分 Principal component | |||
|---|---|---|---|---|
| 1 | 2 | 3 | 4 | |
| URE | 0.000 | 0.725 | -0.332 | -0.061 |
| SUC | -0.024 | -0.016 | 0.856 | -0.248 |
| AMY | 0.589 | 0.514 | -0.191 | 0.168 |
| ALP | 0.706 | 0.557 | 0.262 | -0.053 |
| TSOC | 0.985 | 0.019 | 0.047 | -0.045 |
| DOC | -0.228 | -0.382 | 0.506 | 0.502 |
| MBC | 0.613 | 0.579 | 0.296 | 0.228 |
| EOC | 0.970 | 0.056 | -0.026 | 0.131 |
| TN | 0.870 | -0.188 | 0.098 | -0.278 |
| TP | 0.651 | -0.541 | -0.064 | 0.072 |
| pH | -0.215 | 0.754 | -0.021 | -0.148 |
| BD | -0.737 | 0.433 | -0.022 | -0.236 |
| DOC/TSOC | -0.907 | -0.044 | 0.036 | 0.198 |
| MBC/TSOC | -0.386 | 0.675 | 0.370 | 0.308 |
| EOC/TSOC | 0.134 | 0.046 | -0.213 | 0.823 |
| 特征向量值 Eigenvalue | 5.947 | 3.129 | 1.492 | 1.391 |
| 贡献率率 Contribution percent (%) | 39.647 | 20.859 | 9.948 | 9.276 |
| 累计贡献率 Cumulative percent (%) | 39.647 | 60.506 | 70.455 | 79.731 |
BD, 土壤密度; DOC, 可溶性有机碳含量; EOC, 易氧化有机碳含量; MBC, 微生物生物量碳含量; TN, 总氮含量; TP, 总磷含量; TSOC, 土壤总有机碳含量。ALP, 碱性磷酸酶活性; AMY, 淀粉酶活性; SUC, 蔗糖酶活性; URE, 脲酶活性。
BD, soil bulk density; DOC, dissolved organic carbon content; EOC, easy oxidation carbon content; MBC, microbial biomass carbon content; TN, total nitrogen content; TP, total phosphorus content; TSOC, total soil organic carbon content. ALP, alkaline phosphatase activity; AMY, amylase activity; SUC, sucrase activity; URE, urease activity.
图5
图5
西南喀斯特石漠化土壤环境因子对长期植被恢复响应的主成分(PC)分析图。BD, 土壤密度; DOC, 可溶性有机碳含量; EOC, 易氧化有机碳含量; MBC, 微生物生物量碳含量; TN, 总氮含量; TP, 总磷含量; TSOC, 土壤总有机碳含量。ALP, 碱性磷酸酶活性; AMY, 淀粉酶活性; SUC, 蔗糖酶活性; URE, 脲酶活性。BM, 柏木种植; CK, 对照样地; HJ, 花椒种植; HLG, 火龙果种植; HZC, 皇竹草种植; JYH, 金银花种植; SR, 砂仁种植; YM, 柚木种植。
Fig. 5
Principal component (PC) analysis ordination for the response of karst rocky desertification soil environmental factors to long-term vegetation restorations in southwest China. BD, soil bulk density; DOC, dissolved organic carbon content; EOC, easy oxidation carbon content; MBC, microbial biomass carbon content; TN, total nitrogen content; TP, total phosphorus content; TSOC, total soil organic carbon content. ALP, alkaline phosphatase activity; AMY, amylase activity; SUC, sucrase activity; URE, urease activity. BM, Cupressus funebris planting; CK, control plot; HJ, Zanthoxylum bungeanum planting; HLG, Hylocereus undatus planting; HZC, Pennisetum sinese planting; JYH, Lonicera japonica planting; SR, Amomum villosum planting; YM, Tectona grandis planting.
PCA结果(图5)也显示, 人造柏木林样地与土壤MBC含量、淀粉酶和碱性磷酸酶活性箭头靠近, 说明人造柏木林恢复措施对土壤MBC含量、淀粉酶和碱性磷酸酶活性影响明显。皇竹草种植植被恢复样地与土壤密度和DOC/TSOC箭头靠近, 说明皇竹草种植植被恢复措施对土壤密度和DOC/TSOC影响明显。而其余植被恢复措施的样地分布较为分散。此外, 结果还显示, 土壤脲酶活性和pH箭头较长且两者间夹角为锐角, 说明两者间存在明显的正相关关系。土壤MBC、EOC和TSOC含量的箭头都很长, 且与土壤碱性磷酸酶和淀粉酶活性的箭头的夹角为锐角, 说明他们之间存在明显的正相关关系。特别是土壤MBC含量与土壤碱性磷酸酶和淀粉酶活性间的正相关关系特别显著。土壤蔗糖酶活性的箭头特别短, 显示植被恢复措施对其影响很小。
3 讨论
3.1 植被恢复措施对土壤总机碳和活性有机碳组分含量的影响
土壤有机碳主要来源于地上植被凋落物、根系分泌物及细根周转产生的碎屑(刘学东等, 2016; 哈文秀等, 2019)。土壤DOC、MBC和EOC系不稳定的活性有机碳(Hu & Lan, 2020), 主要来源于地上植被凋落物、土壤腐殖质、土壤微生物和根系分泌物, 对土壤环境管理措施变化的响应更为敏感(Wang et al., 2020; 王一诺等, 2021)。本研究结果显示, 植被恢复措施显著改变了TSOC和活性有机碳各组分的含量。7种植被恢复措施和对照样地中, 柏木和金银花种植的TSOC、EOC和MBC的含量较高。这应是人造柏木林和金银花林具有明显较大的地表和根系生物量(Lan, 2021), 根系分泌和凋落物分解旺盛(岑龙沛等, 2020), 土壤有机质含量高的结果(哈文秀等, 2019; Bai et al., 2021)。本研究结果也显示, 人工种草的2种措施(皇竹草和砂仁种植)的TSOC、EOC和MBC含量均较低, 表明根系生物量显著低于木本植物的草本植物对土壤有机碳积累的改善能力明显较弱。这一结果也可能与该2种草本植物是经济作物有关, 人为的刈割和采收明显减少了凋落物分解和土壤有机碳的归还, 造成该2种措施的TSOC含量较低(张超等, 2021)。本研究的花椒和火龙果恢复措施的TSOC含量和储量均较低也应是这一原因。可见, 人为活动可以显著影响植被恢复地的TSOC含量及其活性组分的分布积累, 人工恢复后的植被应尽可能降低人为扰动。
本研究显示, 土壤活性有机碳各组分对植被恢复措施的响应规律明显不同。尽管人造灌木林和人工草地建植恢复措施的土壤EOC和MBC含量明显低于人造乔木林恢复措施, 但土壤DOC含量对植被恢复却呈现不同的响应规律。7种植被恢复措施和对照样地中, 花椒和砂仁种植的表层土壤DOC含量明显较高。该结果支持喀斯特地区花椒种植有利于土壤DOC含量增加的研究结论(白义鑫等, 2020)。这也应是造成本研究花椒林和砂仁草地TSOC积累较低的原因之一。喀斯特地区水土流失严重, 土壤中的有机碳容易通过径流流失(刘学东等, 2016), 土壤DOC由于可溶, 随径流流失更为严重(朱宣霖等, 2022)。花椒林和砂仁草地由于土壤DOC含量高、流失明显, 导致较低的TSOC积累。这一结果也进一步证实了土壤DOC流失是土壤有机质降低的重要途径这一结论(罗明霞等, 2021)。此外, 微生物熵(MBC/TSOC, 微生物生物量碳和土壤总有机碳的比值)能有效指示有机质施入土壤后微生物碳的转化效率和土壤碳损失(Sparling, 1992)。土壤中MBC/TSOC一般为1%-5%, 其值越大, 土壤微生物对有机碳的利用率就越高(Pang et al., 2019)。本研究的7种植被恢复措施中, 仅仅砂仁草地的土壤微生物熵显著高于对照样地, 显示长期的砂仁种植显著改善了土壤微生物群落和土壤质量。
不管是TSOC含量还是活性有机碳各组分的含量, 总体均表现出随着土层的增加而降低的趋势, 呈现出上层高下层低的特点(岑龙沛等, 2020)。这应是表层土壤中腐殖质含量较多、有机质输入丰富、微生物生长与繁殖强烈造成的结果。同时, 表土层不仅是供应植物生长的主要养分层(Shi et al., 2023), 也是植物根系的集中分布层(Gu et al., 2019)。随着土层的加深, 有机质减少, 地下生物量也随之减少, 共同导致土壤有机碳和活性有机碳各组分含量呈现随土层加深而递减的特征(Hu et al., 2018; 哈文秀等, 2019)。此外, 本研究区是典型的喀斯特高原峡谷地貌, 地表崎岖, 小生境多样, 在充分保证海拔、坡度、坡位、土壤质地等样地立地背景条件大致相同或相似的情况下, 针对所研究的7种植被恢复措施和对照组, 分别设置了1个面积为1 hm2的采样样地。这种样地设置保障了样地间对比的科学性, 但也存在样地样本不够广泛的局限性。今后, 将进一步扩大取样样本, 更加深入系统地开展该方面的研究。
3.2 植被恢复措施对土壤酶活性的影响
土壤酶活性是指土壤酶具有催化土壤发生发育及肥力形成的能力, 其活性高低可指示土壤微生物活性的强弱, 可作为表征土壤质量和健康状况的重要生物学指标(Liu et al., 2017; 吴传敬等, 2019)。蔗糖酶、淀粉酶、脲酶和碱性磷酸酶等土壤酶活性与土壤有机碳积累和矿化紧密相关(吴传敬等, 2019), 可以调控土壤活性有机碳组分形成和分解的生物化学过程(刘学东等, 2016; Fan et al., 2019; Wang et al., 2020), 是土壤肥力的重要指标。土壤酶活性对地表覆被变化反应敏感, 并引起土壤活性有机碳组分显著变化, 进而引起土壤碳库发生改变(Burns et al., 2013)。本研究的7种植被恢复措施均不同程度地明显提升了上述4种土壤酶的活性, 说明植被恢复措施可通过提升土壤淀粉酶、碱性磷酸酶、脲酶和蔗糖酶的活性, 显著改变土壤活性有机碳组分的形成和分解, 进而明显影响TSOC积累和矿化。
土壤蔗糖酶能将土壤有机质水解成葡萄糖和蔗糖供植物生长和微生物生命活动(Xie et al., 2017; Wang et al., 2020)。土壤脲酶作用于土壤有机质的碳氮键, 将土壤中尿素水解成氨。杨长明等(2021)研究表明, 不同土地覆被模式下土壤脲酶和蔗糖酶活性与DOC含量显著相关。本研究的7种植被恢复措施均显著增强了土壤脲酶活性, 且除了皇竹草种植外, 其余6种植被恢复措施均显著增强了土壤蔗糖酶活性, 显示植被恢复措施通过提升土壤脲酶和蔗糖酶活性, 进而明显影响了土壤DOC含量。皇竹草种植的土壤蔗糖酶活性未显著提升应该与皇竹草被频繁的人工刈割有关。土壤淀粉酶可以将土壤中不溶于水的淀粉组分分解生成可溶性单糖, 来增加土壤中易溶性营养物(孙文颖等, 2019)。有研究表明, 植被退化显著影响淀粉酶活性, 降低了其酶促反应的效率, 进一步导致土壤环境恶化(Xie et al., 2017; 孙文颖等, 2019)。本研究的7种植被恢复措施中, 仅有人造乔木林2种措施的土壤淀粉酶活性明显较高, 且柏木种植的土壤淀粉酶活性显著高于对照样地。这与乔木林生物量大, 生长过程中需要吸收大量的养分一致。乔木林在生长过程中通过提升土壤淀粉酶活性、增加其酶促反应, 来获取更多的土壤中易溶性营养物供其生长。土壤碱性磷酸酶是将土壤中有机磷水解为可供植物利用的无机磷的关键酶(Nannipieri et al., 2012), 是评价土壤磷微生物转化方向和强度的指标(He et al., 2015)。刘学东等(2016)研究表明, 不同植被群落的土壤EOC、DOC含量均与土壤磷酸酶活性密切相关, 且酶活性变化对土壤有机碳含量存在明显影响, 其影响程度与有机碳组分构成密切相关。本研究的7种植被恢复措施中, 除皇竹草种植外, 其余6种植被恢复措施均显著增强了土壤碱性磷酸酶的活性。7种恢复措施的土壤碱性磷酸酶活性中, 人造乔木林最高, 人造灌木林和藤林次之, 草地建植最低, 整体上与TSOC和EOC含量分布特征一致。这一结果进一步说明了植被恢复显著改变了土壤碱性磷酸酶的活性, 且土壤碱性磷酸酶活性与土壤EOC含量密切相关。
3.3 土壤酶活性与活性有机碳等土壤环境因子的相关性
地上植物种类和土壤理化性质的改变, 是引起土壤酶活性变化的主要原因(Liu et al., 2017)。罗明霞等(2021)研究表明, 土壤pH、养分有效性以及土壤微生物含量都与土壤酶活性具有一定相关性。本研究相关性和PCA结果均显示, 蔗糖酶活性与土壤活性有机碳含量等土壤环境因子间无明显相关性。孙文颖等(2021)指出蔗糖酶活性更多地取决于土壤有机质的类型, 地区环境、季节动态对土壤蔗糖酶活性都有不同的影响。可见, 蔗糖酶活性不宜用来衡量喀斯特土壤肥力状况。脲酶是土壤中重要的水解酶, 对土壤中尿素的分解和氮循环起着重要的作用(Bai et al., 2018; Wang et al., 2020)。本研究结果显示, 脲酶活性与土壤pH显著正相关, 与土壤活性有机碳各组分含量无显著相关性。这可能与喀斯特地区土壤贫瘠、有机质少, 可供土壤脲酶分解的底物少, 产生土壤脲酶相关微生物种类少等因素相关(Fan et al., 2019; 张玉林等, 2022)。本研究的相关性和PCA结果也显示, 淀粉酶和碱性磷酸酶活性与TSOC、EOC和MBC含量呈显著或极显著正相关关系, 这与前人研究结果(吴传敬等, 2019)一致。此外, 碱性磷酸酶还与土壤TN含量显著正相关。可见, 淀粉酶和碱性磷酸酶在西南喀斯特植被恢复改良土壤质量中发挥着重要作用。
PCA结果(图5)也显示, TSOC、MBC和EOC含量与土壤碱性磷酸酶和淀粉酶活性存在明显的正相关关系, 进一步确认了土壤碱性磷酸酶和淀粉酶活性与喀斯特土壤有机碳积累矿化、活性有机碳各组分的形成与转换密切相关。在喀斯特植被恢复、土地利用调控和土壤碳循环调控等实践中应该密切关注这2种酶的活性。而土壤DOC含量与其他指标因子间几乎无显著相关性, 这与刘学东等(2016)的研究结果不一致。究其原因可能是, DOC在土壤中移动快速、极易流失, 加之喀斯特地区降雨量大、土层薄、水土流失严重、土壤团聚体对DOC黏着力差, 导致土壤中的DOC更易通过降雨径流流失(Hu et al., 2022)。皇竹草种植样地的土壤密度与土壤DOC/TSOC相关明显也证实了这种推断。皇竹草种植样地植被覆盖度高、浅层根系和地表凋落物多, 对降雨径流阻滞性高, 导致DOC随降雨径流流失降低, 进而导致土壤DOC/TSOC较高。可见, 喀斯特土壤酶活性与土壤活性有机碳各组分含量间存在显著相关关系, 在西南喀斯特植被恢复和土壤改良中发挥着重要作用。
4 结论
(1)西南喀斯特植被恢复明显改善了TSOC的分布积累, 显著改变了土壤活性有机碳组分(DOC、EOC和MBC)的含量及其在TSOC中的占比。且不同植被恢复措施对TSOC库和活性有机碳组分的影响存在明显差异。柏木和金银花种植的TSOC含量和储量较高, 显著高于对照样地。而人工草地建设的2种措施的TSOC含量和储量最低, 显著低于对照样地。柏木和金银花种植的土壤EOC和MBC含量较高, 而花椒种植的土壤DOC含量较高。
(2) 7种植被恢复措施均不同程度地明显提升了土壤淀粉酶、碱性磷酸酶、脲酶和蔗糖酶的活性。但不同土壤酶活性对植被恢复措施的响应规律明显不同。除花椒种植外, 其余6种恢复措施的土壤脲酶活性均显著大于对照样地。除皇竹草种植外, 其余6种恢复措施的土壤蔗糖酶和碱性磷酸酶活性均显著大于对照样地。而在所研究的7种恢复措施中, 仅有柏木种植的土壤淀粉酶活性显著高于对照样地。
(3)所研究的4种土壤酶活性与TSOC含量和活性有机碳各组分含量的相关性明显不同。淀粉酶和碱性磷酸酶活性与TSOC和活性有机碳各组分含量的相关性明显高于脲酶和蔗糖酶。土壤碱性磷酸酶和淀粉酶活性与喀斯特石漠化土壤有机碳积累矿化、活性有机碳组分形成与转换密切相关, 在喀斯特石漠化植被恢复、土壤质量修复和土壤碳循环调控等实践中可以发挥重要作用。
(4)本研究阐明了西南喀斯特石漠化TSOC含量、活性有机碳组分(DOC、EOC和MBC)含量及4种土壤酶(淀粉酶、碱性磷酸酶、脲酶和蔗糖酶)活性对长期植被恢复的响应规律, 探讨了喀斯特石漠化环境土壤淀粉酶、碱性磷酸酶、脲酶和蔗糖酶活性与土壤总有机碳含量和活性有机碳各组分含量的相互关系。研究结果为西南退化喀斯特生态系统科学治理以及基于土地利用的碳调控提供了科学理论依据。
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土壤有机碳是喀斯特生态系统中碳转移的动力学媒介和碳流通的主要途径,土壤有机碳及其组分是土壤碳循环的重要组成部分,然而目前缺乏关于喀斯特地区土壤有机碳及其组分的研究。本研究以西南典型喀斯特石漠化区——贵州关岭花江6种典型土地利用方式下(花椒林、火龙果林、花椒火龙果混交林、圆柏林、圆柏女贞混交林和坡耕地)的土壤为研究对象,分析土地利用方式变化对土壤有机碳含量(SOC)和储量(SOCS)、土壤水溶性有机碳(WSOC)、易氧化有机碳(EOC)、颗粒有机碳(POC)、轻组有机碳(LFOC)及重组有机碳(HFOC)含量及其分配比例的影响。结果表明: 6种土地利用方式下SOC和SOCS均表现为圆柏林、圆柏女贞混交林和花椒林显著大于火龙果林、花椒火龙果混交林和坡耕地;在0～20 cm土层,土壤SOCS平均值为花椒林＞圆柏林＞圆柏女贞混交林＞坡耕地＞花椒火龙果混交林＞火龙果林。土壤WSOC、EOC、POC、LFOC和HFOC含量均表现为圆柏林、圆柏女贞混交林和花椒林大于其他3种土地类型。土壤SOC与其各组分(WSOC、EOC、POC、LFOC和HFOC)均呈显著正相关,且各组分两两之间也呈显著正相关。花椒林可作为中国西南喀斯特石漠化生态恢复和山地农业发展优先考虑的经济物种。土壤WSOC、EOC、POC、LFOC和HFOC可作为反映土壤有机碳库的有效指标。
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以尕海湿地不同植被退化程度样地（未退化CK、轻度退化SD、中度退化MD及重度退化HD）为研究对象，采用野外采样与室内试验结合的方法，研究尕海湿地植被退化过程中土壤蔗糖酶和淀粉酶活性分布特征及动态变化。结果表明：尕海湿地4种植被退化阶段0~100 cm土层中2种酶活性均值表现为CK > SD > MD > HD。随土层深度增加，同一退化程度蔗糖酶活性显著降低（P-1</sup>），8月最低（22.69 mg·g<sup>-1</sup>）；淀粉酶活性均值7月最高（85.18 mg·g<sup>-1</sup>），其它月份值较低。相关性分析表明，土壤有机碳与2种酶之间相关性极显著（PP<0.01）。说明尕海湿地植被退化显著影响2种酶的活性，降低了酶促反应的效率，导致湿地土壤环境恶化。
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Knowledge of the soil organic carbon components and enzyme activities during long-term natural vegetation restoration is essential for managing the restoration of vegetation. In this study, the variations of soil organic carbon components (i.e., soil organic carbon (SOC), microbial biomass carbon (MBC), easily oxidized carbon (EOC), particulate organic carbon (POC)) and enzyme activities (i.e., amylase, catalase, urease, and sucrase) were measured in four vegetation types: control (grasslands, GL), forest (, XS), and shrublands (, HR;, CK). We found that vegetation types significantly affect soil organic carbon components and enzyme activities. The SOC content of the XS plot is higher than HR, CK, and GL by 88.43%, 117.09%, and 37.53% at the 0-20 cm layer; the soil SOC content of the XS plot is higher than HR and CK by 27.04% and 26.87%, and lower than GL 12.90% at the 20-40 cm layer. The highest POC and urease were observed in the XS plot at a depth of 0-20 cm, that is, 1.32 g/kg and 98.51 mg/kg, respectively. The highest EOC, amylase, and sucrase were observed in GL at a depth of 0-20 cm, that is, 5.44 g/kg, 39.23, and 607.62 mg/g. On the vertical section of the soil, the SOC fractions and the enzyme activities were greater in the upper layer than in the lower layer for each vegetation type except for MBC and catalase activity. Correlation analysis demonstrated that the SOC and POC content significantly influenced urease and sucrase activities and that MBC significantly influenced catalase activity. These results provide important information about SOC fractions and enzyme activities resulting from vegetation types in the Loess Plateau and also supplement our understanding of soil C sequestration in vegetation restoration.© 2020 The Authors. Ecology and Evolution published by John Wiley & Sons Ltd.
Concentrations of active organic carbon components in soils in Baijianghe natural and drained peat bogs and their influencing factors
白江河天然和排水泥炭沼泽土壤活性有机碳组分含量及其影响因素研究
Effects of logging residue on composition of soil carbon and activity of related enzymes in soil of a young Chinese fir plantation as affected by residue handling mode
采伐残余物不同处理方式对杉木幼林土壤有机碳组分和相关酶活性的影响
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典型喀斯特洼地植被恢复过程中土壤碳氮储量动态及其对极端内涝灾害的响应
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土地利用与覆被变化对巢湖湖滨带土壤有机碳组分及酶活性的影响
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This research investigated the effects of natural grassland and artificial grassland degradation on soil physical and chemical properties， in particular the change in carbon and nitrogen contents and carbon sequestration. Representative areas of natural grassland， grazed artificial grassland and mown artificial grassland in Ar Horqin Banner， Inner Mongolia， were selected for study. Parameters measured in the study area were soil moisture content， soil bulk density， soil microbial content and soil nutrient levels. Growth status of the study sites was also evaluated using the NDVI value and in general the ranking for growth status under the different utilization modes was： mown artificial grassland>grazed artificial grassland>natural grassland. Soil water content in the 0-20 cm depth ranked： grazed artificial grassland>mown artificial grassland>natural grassland， and the differences were significant （P<0.05）. The total carbon and total nitrogen contents in the grazed artificial grassland were the highest. The total carbon contents in the grazed artificial grassland and natural grassland for the 10-30 cm soil depth were significantly higher than that of the mown artificial grassland （P<0.05）. The total soil nitrogen content of the grazed artificial grassland for the 0-10 cm soil depth was （0.88±0.11） g·kg-1， which was significantly higher than those of the natural grassland and the mown artificial grassland （P<0.05）. The soil microorganism carbon and nitrogen content in the three grassland types ranked： grazed artificial grassland>mown artificial grassland>natural grassland. The soil microorganism nitrogen content of the grazed artificial grassland for the 0-10 cm depth was （28.45±8.30） mg·kg-1， which was significantly higher than values in the natural grassland and mown artificial grassland （P<0.05）. Soil carbon and nitrogen storage for the three categories of grassland ranked： natural grassland>grazed artificial grassland>mown artificial grassland， and soil carbon and nitrogen storage of natural grassland and grazed artificial grassland for the 10-30 cm depth were significantly higher than that of mown artificial grassland （P<0.05）. The performance characteristic of grazed artificial grassland was soil carbon and nitrogen accumulation， while that of mown artificial grassland was carbon and nitrogen loss. In addition， with increase in soil depth， the carbon and nitrogen storage of natural grassland and mown artificial grassland show a decreasing trend. Thus it can be seen that the establishment of artificial grassland and human intervention such as seeding and irrigation will effectively improve soil quality and grassland growth status， but to a certain extent there may be a negative effect on soil carbon and nitrogen sequestration potential.
不同利用方式下草地土壤理化性质及碳、氮固持研究
DOI:10.11686/cyxb2020278
[本文引用: 1]
为探究退化的天然草地与人工草地在土壤理化性质，碳、氮变化以及固碳效应等方面存在的差异，本研究通过野外取样与室内实验相结合的方法，在内蒙古自治区的阿鲁科尔沁旗选择具有代表性的天然草地、放牧人工草地以及刈割人工草地为研究对象，进行了实验区土壤水分含量、土壤容重、土壤微生物含量以及土壤养分的测定。通过NDVI值代表3种类型草地的生长状况，整体上看，不同利用方式下草地的生长状况为：刈割人工草地>放牧人工草地>天然草地；土壤含水量在0~20 cm从高到低为：放牧人工草地>刈割人工草地>天然草地，且差异均表现为显著（P<0.05）；放牧人工草地的全碳全氮含量均为最高，在10~30 cm放牧人工草地和天然草地的全碳含量显著高于刈割人工草地（P<0.05），放牧人工草地0~10 cm的土壤全氮含量为（0.88±0.11） g·kg<sup>-1</sup>，显著高于天然草地和刈割人工草地（P<0.05）；3种草地的土壤微生物量碳、氮含量的大小表现为：放牧人工草地>刈割人工草地>天然草地，且在0~10 cm 放牧人工草地的土壤微生物量氮含量为（28.45±8.30） mg·kg<sup>-1</sup>，显著高于天然草地和刈割人工草地（P<0.05）；此外3种草地类型的土壤碳、氮贮量表现为：天然草地>放牧人工草地>刈割人工草地，在10~30 cm放牧人工草地和天然草地的土壤碳、氮贮量均显著高于刈割人工草地（P<0.05），放牧人工草地表现为碳、氮固持，而刈割人工草地均表现为碳、氮流失，且随着土壤深度的增加，天然草地和刈割人工草地的碳、氮贮量均呈逐渐下降的趋势。由此可见，人工草地的建立以及对草地实施播种、灌溉等合理的人为干预将有效地提高土壤质量和草地生长状况，并且一定程度上影响土壤的碳、氮固持能力。
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