放牧對西藏高寒典型濕地土壤碳、氮分布的影響

張靜

摘要：以西藏高寒色林錯濕地為研究對象，對重度踐踏型（ZM）、輕度擾動型（QM）以及長期禁牧（CK）影響下草甸土壤容重、表面緊實(shí)度及其碳、氮空間分布進(jìn)行了研究。結(jié)果表明：①土壤容重隨土層深度的增加呈增加的趨勢。不同放牧對表層（0～20 cm）土壤容重和土壤緊實(shí)度的影響均存在顯著差異，其中ZM>CK>QM。隨著土層深度（20～40 cm）的增加，這種影響差異不斷減小至無差異。②不同放牧干擾下，土壤總有機(jī)碳（SOC）含量和土壤全氮（TN）含量隨土層深度的增加呈現(xiàn)逐漸減少的趨勢。但不同放牧干擾下，表層（0～20 cm）土壤SOC和TN含量存在顯著差異，其中CK>ZM>QM。隨著土層深度（20～40 cm）的增加，不同放牧干擾對土壤SOC和TN含量的影響不存在顯著差異。研究表明，放牧對濕地表層土壤（0～20 cm）物理性狀及其碳、氮營養(yǎng)物質(zhì)積累存在顯著影響，不同放牧對其影響存在差異，進(jìn)而對濕地生態(tài)系統(tǒng)“匯”功能產(chǎn)生影響。

關(guān)鍵詞：西藏高寒濕地；放牧；土壤容重；土壤碳氮

中圖分類號：S153.6 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）18-4660-04

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2016.18.011

濕地由于具有改善環(huán)境污染、減少溫室效應(yīng)、控制洪水和防止土壤沙化等功能而被稱為“地球之腎”。西藏高寒濕地是世界上獨(dú)一無二的濕地類型，除具有一般濕地共同擁有的功能外，由于其區(qū)位的重要性、環(huán)境的特殊性，西藏高寒濕地比一般濕地更具有特殊經(jīng)濟(jì)、社會、保護(hù)功能。但是在人口爆炸和經(jīng)濟(jì)發(fā)展的雙重壓力下，20世紀(jì)中后期由于濕地圍墾、生物資源的過度利用、濕地環(huán)境污染、濕地水資源過度利用、大江大河流域水利工程建設(shè)、泥沙淤積、海岸侵蝕與破壞、城市建設(shè)與旅游業(yè)的盲目發(fā)展等不合理利用導(dǎo)致濕地生態(tài)系統(tǒng)退化，造成濕地面積縮小，水質(zhì)下降、水資源減少甚至枯竭、生物多樣性降低、濕地功能降低甚至喪失。土壤作為濕地的主要營養(yǎng)物質(zhì)，特別是碳和氮的儲存庫，在濕地碳匯、氮匯等匯功能中起著關(guān)鍵作用，是濕地生態(tài)系統(tǒng)的基礎(chǔ)和核心。濕地土壤中營養(yǎng)物質(zhì)的積累及其轉(zhuǎn)化直接影響到濕地生態(tài)系統(tǒng)的“匯”功能。因此，研究濕地土壤營養(yǎng)物質(zhì)分布及其關(guān)鍵驅(qū)動因子，是掌握濕地生態(tài)系統(tǒng)“匯”功能效益及其“源/匯”演化過程的基礎(chǔ)和關(guān)鍵。

西藏高寒濕地地處藏族等少數(shù)游牧民族聚集區(qū)。隨著當(dāng)?shù)厝丝诘脑鲩L以及社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展的需求，放牧的強(qiáng)度不斷增大，放牧的類型由原來單一的牦牛放牧類型向牛、羊、馬、豬等多元放牧類型轉(zhuǎn)變。放牧影響濕地土壤的理化性質(zhì)[1]、營養(yǎng)物質(zhì)積累[2]，進(jìn)而對濕地土壤“匯”功能產(chǎn)生影響。然而受環(huán)境因素影響，放牧是否對高寒濕地土壤營養(yǎng)物質(zhì)空間分布格局產(chǎn)生差異影響的有關(guān)研究尚未開展。因此，研究不同放牧對濕地土壤營養(yǎng)物質(zhì)空間分布的差異影響，能為濕地不同放牧的分類管理、維護(hù)濕地生態(tài)系統(tǒng)“匯”功能提供理論依據(jù)，這也是該區(qū)域?qū)崿F(xiàn)濕地資源合理利用的重大需求。

本研究依據(jù)放牧對濕地土壤干擾的特征，將放牧劃分為重度放牧和輕度擾動型放牧2種。通過調(diào)查，研究了不同放牧干擾對濕地土壤物理性質(zhì)（容重、緊實(shí)度等）的影響及其差異；土壤有機(jī)碳分布的影響及其差異和土壤全氮分布格局的影響及其差異。通過研究，擬掌握不同放牧干擾對高寒濕地土壤碳、氮積累影響的異同，為加強(qiáng)該區(qū)域濕地生態(tài)系統(tǒng)“匯”功能保護(hù)、開展?jié)竦胤拍练诸惞芾硖峁┛茖W(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于西藏自治區(qū)申扎、尼瑪、班戈三縣交界處的色林錯湖區(qū)（31°29′-31°47′N，89°19′-89°56′E），是西藏自治區(qū)第一大湖，全國第二大咸水湖，湖面海拔4 530 m。色林錯湖區(qū)年平均氣溫-0.4 ℃，最熱月（7月）平均氣溫15.9 ℃，最冷月（1月）平均氣溫-17.9 ℃；多年平均降水量290.8 mm，主要集中在6～9月份，降水量占全年總量的92.2%；全年日照時數(shù)2 897.4 h，年日照百分率65%?！?7.0 m/s的大風(fēng)日數(shù)達(dá)90.8 d。

隨著當(dāng)?shù)厝丝跀?shù)量的增長以及經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展的需求，色林錯草甸放牧壓力不斷增加，過度放牧導(dǎo)致原有草甸植被受到嚴(yán)重破壞，物種組成及其空間格局發(fā)生改變，影響了濕地土壤營養(yǎng)物質(zhì)的輸入；同時，也造成濕地土壤理化性質(zhì)改變而引起土壤沙化。因此，中國在2003年建立了色林錯國家級自然保護(hù)區(qū)，以保護(hù)當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)。

1.2 研究方法

1.2.1 放牧類型的劃分 通過對研究區(qū)域基本情況的掌握，以及該區(qū)域放牧種類及其對濕地生態(tài)系統(tǒng)干擾特征，將色林錯高山草甸、沼澤化草甸放牧類型劃分為重度放牧（ZM）和輕度擾動型放牧（QM）2種類型，同時選擇長期禁牧的自然草甸（CK）為對照。

1.2.2 野外監(jiān)測與土壤樣品采集 2014年夏季通過對該區(qū)域放牧情況的調(diào)查，分別確定了重度放牧與擾動型放牧干擾區(qū)域，并以圍欄禁牧區(qū)為對照，進(jìn)行土壤調(diào)查取樣。其中，采用土壤緊實(shí)度儀測定不同放牧干擾下土壤的表面緊實(shí)度，每區(qū)域重復(fù)測定3次，并對照土壤緊實(shí)度換算表計算土壤表面緊實(shí)度。在測定土壤緊實(shí)度的同時，分別在每種放牧干擾類型典型區(qū)挖取土壤剖面。用小刀除去地面植被和枯枝落葉后，從上到下將土壤坡面按0～5、5～10、10～20、20～30、30～40 cm分成5層，分別采集原狀土（環(huán)刀法）和混合土樣帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行測定。

1.2.3 室內(nèi)分析 土壤容重采用環(huán)刀法，土壤有機(jī)質(zhì)（SOC）采用重鉻酸鉀氧化外加熱法，土壤全氮（TN）測定采用半微量凱氏法[3]。

1.2.4 數(shù)據(jù)分析 運(yùn)用DPS 7.0統(tǒng)計軟件，采用單因素方差分析方法，對不同放牧干擾下的土壤表面緊實(shí)度、土壤容重、SOC、TN的相關(guān)指標(biāo)進(jìn)行差異性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤緊實(shí)度與容重

不同放牧干擾對濕地土壤表面緊實(shí)度的影響存在差異。其中，重度放牧干擾下土壤表面緊實(shí)度（15.42 kg/cm3）顯著高于禁牧區(qū)（5.13 kg/m3）和擾動型放牧干擾（0.27 kg/cm3）的土壤緊實(shí)度（P<0.05）。濕地土壤容重隨土壤深度的增加均呈現(xiàn)增加的趨勢（圖1）。但是，不同放牧干擾對濕地0～20 cm土壤容重的影響存在顯著差異，其中，重度放牧干擾下的表層0～5、5～10、10～20 cm土壤容重（1.32、1.48、1.62 g/cm3）顯著高于禁牧區(qū)（1.01、1.19、1.38 g/cm3），禁牧區(qū)土壤容重顯著高于輕度放牧干擾下的土壤容重（0.78、0.89、1.15 g/cm3）（P<0.05）。隨著土壤深度的增加（20～40 cm），不同放牧干擾對土壤容重的影響不存在顯著性差異。

2.2 土壤總有機(jī)碳（SOC）

土壤有機(jī)碳含量隨土壤深度的增加均呈現(xiàn)逐漸減少的趨勢（圖2）。但不同放牧干擾對表層土壤SOC含量的影響存在顯著差異，其中，禁牧區(qū)0～5、5～10、10～20 cm土層土壤有機(jī)碳含量分別為45.51、38.45、28.57 g/kg，顯著高于重度放牧干擾SOC含量，而重度放牧干擾SOC含量顯著高于輕度擾動型放牧干擾下的SOC含量（P<0.05）。隨著土壤深度（20～40 cm）的增加，不同放牧干擾對SOC含量的影響無顯著性差異（圖2）。

2.3 土壤全氮（TN）

土壤全氮含量隨土壤深度的增加均呈現(xiàn)逐漸減少的趨勢，但不同放牧干擾對土壤表層全氮含量的影響存在顯著差異（圖3）。其中，禁牧區(qū)土壤表層0～5、5～10、10～20 cm土層全氮含量分別為2.23、2.05、1.54 g/kg，顯著高于重度放牧下同土層土壤全氮含量，而重度放牧土壤表層全氮含量顯著高于輕度擾動型放牧干擾下土壤表層全氮含量（P<0.05）。隨著土壤深度（20～40 cm）的增加，不同放牧干擾對土壤全氮含量的影響不存在顯著差異。

3 討論

放牧通過改變土壤的孔隙度進(jìn)而影響土壤的物理性質(zhì)，如容重[4]。許多研究表明，放牧?xí)斐赏寥缐喊?，土壤緊實(shí)度和容重會隨著放牧強(qiáng)度的增加而增加[5]，在一定程度上具有累積效應(yīng)[6]。本研究通過不同放牧類型對西藏高寒濕地表層土壤物理性狀影響的研究發(fā)現(xiàn)，不同放牧類型對土壤理化性質(zhì)的影響存在差異。其中，重度放牧增加了表層土壤的緊實(shí)度和土壤容重，而輕度擾動型放牧?xí)档捅韺油寥谰o實(shí)度。此研究結(jié)果和范橋發(fā)等[7]的研究一致，主要是由于重度放牧以大型家畜為主，通過反復(fù)踩踏壓實(shí)，使?jié)竦赝寥乐蟹敲芸紫稖p少，導(dǎo)致土壤的通氣性、滲透性和蓄水能力遭到破壞，而輕度擾動型放牧主要以小型家畜和候鳥等為主，它們對表層土壤具有一定的翻拱，會使得土壤相對疏松，孔隙度增大從而導(dǎo)致土壤容重減少。但這種表現(xiàn)僅體現(xiàn)在表層土壤，隨著土層深度的增加，差異會越來越小。

放牧對草地生態(tài)系統(tǒng)中化學(xué)元素的間接影響是改變化學(xué)元素的循環(huán)過程和行為特征。西藏高寒濕地在不同放牧干擾下，其表層土壤有機(jī)質(zhì)、全氮含量均呈下降趨勢，很大程度上是因?yàn)橥ㄟ^食草動物的踐踏，植物殘體變得破碎，同時，植物覆蓋度下降，土壤容重增加，其結(jié)果是提高了土壤表面溫度，這些環(huán)境因子的變化均有利于植物殘體的分解。放牧亦使土壤養(yǎng)分礦化速率增大，固定速率降低，增強(qiáng)植物殘體分解和土壤礦化，至少在短期內(nèi)可以提高土壤養(yǎng)分濃度，有利于植物吸收積累養(yǎng)分，提高生產(chǎn)力，這也是系統(tǒng)的一種生產(chǎn)力補(bǔ)償機(jī)制。但是，不同放牧干擾對西藏高寒濕地土壤有機(jī)質(zhì)、全氮的積累影響存在一定差異。重度放牧下表層土壤有機(jī)質(zhì)、全氮含量顯著高于擾動型放牧下的表層土壤有機(jī)質(zhì)、全氮含量，主要是因?yàn)橹囟确拍量纱蠓冉档椭脖坏厣仙锪?，踩踏的同時增加土壤緊實(shí)度和容重，使得土壤有機(jī)質(zhì)礦化作用減弱[8]。而輕度擾動型放牧不僅使得原有植物物種喪失、生物量降低，其土壤有機(jī)質(zhì)礦化也隨著土壤緊實(shí)度降低、通透性的改善而加強(qiáng)，進(jìn)一步加劇了土壤養(yǎng)分衰竭退化，導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)的積累與釋放失衡。

雖然濕地面積僅占全球面積的4%～6%[9]，但濕地生態(tài)系統(tǒng)中的碳儲量卻占全球陸地碳儲量的12%～24%[10]，濕地生態(tài)系統(tǒng)較高的生產(chǎn)力水平及其特殊的還原環(huán)境，使?jié)竦卦谔嫉膬Υ孢^程中呈現(xiàn)出碳匯的功能[11-13]。土壤營養(yǎng)物質(zhì)的貯量和積累速率是濕地“匯”功能體現(xiàn)的基礎(chǔ)。據(jù)不完全統(tǒng)計，1980-2002年，西藏高寒生態(tài)系統(tǒng)形成平均每年2 300萬t的凈碳匯，約占中國陸地植被碳匯增加量的13%，其中高寒草地生態(tài)系統(tǒng)形成平均每年1 760萬t的碳匯，西藏高原植被生態(tài)系統(tǒng)已成為中國重要碳匯地區(qū)之一[14]。西藏高寒濕地由湖泊、河流、原生沼澤、沼澤化草甸、草甸及庫塘濕地等組成，其中沼澤和沼澤草甸濕地分布面積約占整個濕地面積的50%[15]，但草甸也是藏區(qū)發(fā)展牧業(yè)的重要區(qū)域。本研究表明，放牧均導(dǎo)致西藏高寒濕地草甸土壤表層營養(yǎng)元素的含量減少，尤其是輕度擾動型放牧加速了土壤有機(jī)質(zhì)礦化、養(yǎng)分衰竭，使?jié)竦厣鷳B(tài)系統(tǒng)功能退化，嚴(yán)重影響了濕地生態(tài)系統(tǒng)的“匯”功能，成為碳、氮排放的“源”。因此，在該地區(qū)應(yīng)進(jìn)一步開展?jié)竦胤拍脸休d力的研究。在基于濕地保護(hù)管理目標(biāo)與該區(qū)域濕地草甸放牧承載力的基礎(chǔ)上，加強(qiáng)對放牧的分類管理，科學(xué)設(shè)置踐踏型放牧的時間、區(qū)域及其強(qiáng)度，尤其是要嚴(yán)控擾動型放牧，進(jìn)而維護(hù)西藏高寒濕地生態(tài)系統(tǒng)的碳“匯”功能。

參考文獻(xiàn)：

[1] 王向濤.放牧強(qiáng)度對高寒草甸植被和土壤理化性質(zhì)的影響[D].蘭州：蘭州大學(xué)，2010.

[2] 王明君，趙萌莉，崔國文，等.放牧對草甸草原植被和土壤的影響[J].草地學(xué)報，2010，18（6）：758-762.

[3] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].第三版.北京：中國農(nóng)業(yè)出版社， 2000.

[4] 丁小慧，宮 立，王東波，等.放牧對呼倫貝爾草地植物和土壤生態(tài)化學(xué)計量學(xué)特征的影響[J].生態(tài)學(xué)報，2012，32（15）：4722-4730.

[5] 安 慧，徐 坤.放牧干擾對荒漠草原土壤性狀的影響[J].草業(yè)學(xué)報，2013，22（4）：35-42.

[6] PROFFITT A P B，JARVIS R J，BENDOTTI S. The impact of sheep trampling and stocking rate on the physical properties of a red duplex soil with two initially different structures[J].Australian Journal of Agricultural Research，1995，46（4）：733-747.

[7] 范橋發(fā)，肖德榮，田 昆，等.不同放牧對滇西北高原典型濕地土壤碳、氮空間分布的差異影響[J].土壤通報，2014，45（5）：1151-1156.

[8] 劉 楠，張英俊.放牧對典型草原土壤有機(jī)碳及全氮的影響[J].草業(yè)科學(xué)，2010，27（4）：11-14.

[9] IPCC. Climate Change 2001[R].New York：Cambrige University Press，2001.

[10] 段曉男，王效科，逯 非，等.中國濕地生態(tài)系統(tǒng)固碳現(xiàn)狀和潛力[J].生態(tài)學(xué)報，2008，28（2）：465-469.

[11] 仝 川，曾從盛.濕地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)過程及碳動態(tài)模型[J].亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報，2006，1（1）：84-92.

[12] 胡啟武，吳 琴，劉 影，等.濕地碳循環(huán)研究綜述[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2009，18（6）：2381-2386.

[13] 楊 平，仝 川.LUCC對濕地碳儲量及碳排放的影響[J].濕地科學(xué)與管理，2011，7（3）：56-59.

[14] 中華人民共和國國務(wù)院新聞辦公室.西藏的發(fā)展與進(jìn)步[EB/OL].2013-10-22（2015-12-1）.http：//news.xinhuanet.com/local/2013-10/22/c_117816215.htm。

[15] 趙 礦，潘 剛.西藏濕地綜述[J].山東林業(yè)科技，2010，40（2）：97-99.