典型喀斯特洼地植被恢復(fù)過程中土壤碳氮儲量動態(tài)及其對極端內(nèi)澇災(zāi)害的響應(yīng)*

伍方驥, 劉 娜, 胡培雷, 王克林, 張 偉, 鄒冬生

(1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué) 長沙 410128; 2.中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室 長沙 410125; 3.中國科學(xué)院環(huán)江喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測研究站 環(huán)江 547100; 4.河北地質(zhì)大學(xué)商學(xué)院 石家莊 050031)

土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)非常重要的碳(C)庫, 土壤有機碳(SOC)儲量大約是大氣中C庫的2～3 倍[1]。研究表明, 土地利用變化會通過影響SOC動態(tài)從而影響CO2排放, 進而加速或緩解全球氣候變暖[2-3]。土壤氮(N)通常是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要的限制性因子, 影響植物生長和物種組成, N缺乏可能會導(dǎo)致植被無法正常生長, 或植被無法順利演替[4-6]。土壤C、N固持受到C、N輸入與輸出動態(tài)平衡的影響[7], 主要受凋落物數(shù)量與質(zhì)量、微生物、環(huán)境因子等影響[8-9], 另一方面, SOC的長期固持還受到土壤N和C∶N的限制[10]。土壤結(jié)構(gòu)(如土壤團聚性、土壤質(zhì)地、土壤礦物質(zhì)等)對C、N的穩(wěn)定能力也會影響C、N輸出。Li等[11]認(rèn)為, 土壤C、N累積受輸出影響更大, 若土壤對有機質(zhì)(SOM)的穩(wěn)定能力較弱, 通過凋落物輸入的有機質(zhì)同樣無法固持在土壤中。通常, 鈣質(zhì)含量高的土壤, 其土壤Ca2+可與SOM礦質(zhì)結(jié)合形成穩(wěn)定的SOM, 有利于土壤C、N固持[12]。植被恢復(fù)是提升土壤C、N固持的有效措施[13-14]。但受地質(zhì)背景、氣候、地形、植被類型、恢復(fù)年限等影響, 導(dǎo)致不同研究結(jié)果下植被恢復(fù)對SOC固持潛力的影響并不一致[15]。因此, 有必要針對特定生態(tài)脆弱區(qū)深入分析不同植被恢復(fù)方式對土壤碳氮固持的影響。此外, 在全球變化背景下, 極端氣候事件增加, 尤其內(nèi)澇災(zāi)害頻發(fā)[16]。不同植被恢復(fù)方式下土壤C、N如何響應(yīng)極端內(nèi)澇災(zāi)害目前也缺乏充分認(rèn)識。

我國西南喀斯特地區(qū)是全球碳酸鹽巖集中分布區(qū)面積最大、人地矛盾最尖銳的地區(qū), 以石漠化為特征的土地退化嚴(yán)重, 屬于典型的生態(tài)環(huán)境脆弱區(qū)。圍繞喀斯特地區(qū)石漠化治理與生態(tài)恢復(fù), 國家先后在喀斯特地區(qū)實施了天然林保護、退耕還林還草、石漠化綜合治理等一系列生態(tài)保護與建設(shè)工程[17-18]。經(jīng)過十多年的生態(tài)治理, 植被覆蓋率明顯提升, 然而土壤支撐功能恢復(fù)滯后, 尤其土壤C、N 固持提升緩慢, 喀斯特地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的可持續(xù)性仍然面臨挑戰(zhàn)[19-20]。

然而, 關(guān)于喀斯特不同恢復(fù)模式下土壤C、N 動態(tài)變化的研究還非常有限。目前關(guān)于喀斯特植被恢復(fù)對土壤C、N 固持的研究大都采用“空間代時間”的方法, 缺乏動態(tài)追蹤[21-24]?？λ固氐貐^(qū)由于土層淺薄, 地上地下二元結(jié)構(gòu)發(fā)育, 空間異質(zhì)性較強, 采用“時空替代法”通常很難保證樣點之間的可比性。因此, 定點監(jiān)測植被恢復(fù)前后土壤C、N 動態(tài)變化特征有助于正確評估喀斯特不同植被恢復(fù)模式下生態(tài)成效。另一方面, 最近的研究表明, 我國西南地區(qū)極端氣候事件呈現(xiàn)逐漸增強趨勢[25]。而植被恢復(fù)初期群落抵抗力和恢復(fù)力較差, 當(dāng)生態(tài)系統(tǒng)經(jīng)歷嚴(yán)重的氣候變化或人為干擾脅迫時土壤C、N 提升可能停滯甚至退化[26]。因此, 持續(xù)監(jiān)測不同植被恢復(fù)模式下土壤C、N 動態(tài)變化特征及其對極端氣候事件的響應(yīng), 有助于正確評估不同植被恢復(fù)模式下土壤C、N 固定效應(yīng)這一關(guān)鍵功能, 尤其處于生態(tài)恢復(fù)工程深入推進期的脆弱喀斯特生態(tài)系統(tǒng)。

本文以桂西北喀斯特峰叢洼地為研究對象, 以退耕還林還草前(2004年)樣地C、N 儲量為基準(zhǔn), 選取人工林、牧草、人工林+牧草、撂荒4 種喀斯特地區(qū)最主要的植被恢復(fù)方式, 分析退耕還林還草10年(2014年)和13年(2017年)后土壤C、N 動態(tài)變化特征, 探討不同植被恢復(fù)方式對喀斯特土壤C、N 的影響, 并針對退耕期間樣地發(fā)生的嚴(yán)重內(nèi)澇災(zāi)害對不同恢復(fù)方式下土壤C、N 的影響進行分析, 以期為喀斯特生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)和退化生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)恢復(fù)提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于廣西環(huán)江毛南族自治縣下南鄉(xiāng)古周村的中國科學(xué)院環(huán)江喀斯特農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站生態(tài)重建試驗示范區(qū)(107°56′～107°57′E, 24°54′～24°55′N)。研究區(qū)屬于典型的喀斯特峰叢洼地地貌, 地形起伏較大, 最低點海拔為376 m, 最高海拔為816 m, 相差440 m。該地為亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū), 多年平均氣溫16.5～20.5 ℃。雨量充足, 多年平均降雨量為1 390 mm, 雨季平均持續(xù)130～140 d, 集中在4—9月, 其中6、7月份降雨最多, 經(jīng)常發(fā)生小規(guī)模內(nèi)澇災(zāi)害, 絕大部分時候持續(xù)時間短, 淹水面積小[25]。但分別在2015年6月和2016年6月期間, 廣西北部、中部地區(qū)出現(xiàn)連續(xù)強降雨, 研究區(qū)洼地連續(xù)兩年發(fā)生極端內(nèi)澇災(zāi)害, 降雨量超過230 mm, 淹水面積高達87%, 洼地最深水位達3 m 以上, 持續(xù)時間長, 連續(xù)淹水持續(xù)時間長達半個月以上, 尤其以2016年6月的洪澇災(zāi)害為近60年來最大的洪澇災(zāi)害。研究區(qū)10月至次年3月為旱季, 降雨量少, 常出現(xiàn)季節(jié)性干旱。研究區(qū)土壤主要為由碳酸鹽巖發(fā)育的鈣質(zhì)石灰土, 土壤質(zhì)地黏重, 分布極不均勻, 基巖大面積裸露, 尤其是坡地, 平均裸巖率達80%以上。耕地主要集中于洼地和坡腳, 土層淺薄, 生態(tài)環(huán)境脆弱。洼地平均土層深度約為75 cm, 部分土深僅10 cm 左右, 坡地平均土層深度20～40 cm。研究區(qū)生態(tài)恢復(fù)工程實施前, 石漠化嚴(yán)重, 2004年開始, 研究區(qū)大部分耕地開始退耕, 主要通過人工恢復(fù)(種植人工林、牧草、人工林和牧草混合種植)和自然恢復(fù)(自然撂荒)兩種方式進行植被恢復(fù)(表1)。

1.2 采樣方法

本研究以桂西北喀斯特地區(qū)常見的4 種植被恢復(fù)方式(包括人工林、牧草地、人工林+牧草、撂荒地)為研究對象, 選擇耕地為對照樣地, 每種恢復(fù)方式4 個重復(fù), 共20 個樣地, 每個樣地20 m×20 m, 樣地處于洼地地勢平坦區(qū)域, 各樣地海拔保持基本一 致。共采集樣品3 次, 其中, 于2004年退耕前采集樣品作為本底, 隨后于2014年(退耕10年)和2017年(退耕13年)分別采集土壤樣品。在每個樣地內(nèi)按“S”型選取15 個點取表層土樣(0～15 cm), 充分混勻。土樣風(fēng)干后過篩, 用于測定土壤C、N、交換性Ca2+等指標(biāo)。同時, 于2017年在每個樣地內(nèi)隨機設(shè)置4 個小樣方(1 m×1 m)并收集樣方內(nèi)所有凋落物并充分混合。

表1 研究區(qū)不同植被恢復(fù)模式及樣地特征 Table 1 Vegetation types and characteristics of plots of different vegetation restoration patterns surveyed in the study

1.3 樣品測定

土壤有機碳(SOC)采用重鉻酸鉀容量法測定[27], 土壤全氮(TN)采用半微量開氏法測定[28], 土壤交換性鈣(Ca2+)采用原子吸收分光光度法測定[29]。凋落物樣品先在烘箱中以105 ℃烘干30 min, 然后以65 ℃烘干至恒重。用球磨機將烘干的凋落物樣品磨成均勻的粉末, 然后用元素分析(VARIO MAX, Elementar, Germany)儀測定凋落物C、N 含量[30]。土壤容重采用環(huán)刀(100 cm3)收集原狀土樣, 在105 ℃烘箱中烘干至恒重并稱量[31]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Office 2013 Excel 進行數(shù)據(jù)的計算與初步分析, 采用Kolmogorov-Smirnov 進行樣本數(shù)據(jù)正態(tài)性檢驗。用SPSS 18.0 (SPSS Inc., Chicago, IL, USA)對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析(one-way ANOVA)、單樣本t檢驗和回歸等統(tǒng)計分析, 用OriginPro 8.5 (OriginLab, Hampton, MA, USA)進行圖表繪制。本研究中顯著水平為P＜0.05, 極顯著水平為P＜0.01。表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤, 圖中誤差線為95%置信區(qū)間。SOC 和TN 儲量采用下列公式計算:

式中: SOCD 為土壤有機碳儲量(kg·m-2), SOCC 為土壤有機碳含量(g·kg-1), BD 為土壤容重(g·cm-3), δ 為土壤中礫石所占比例(%), h 為土層厚度(cm); TND 為土壤全氮儲量(kg·m-2), TNC 為土壤全氮含量(g·kg-1), 100 為轉(zhuǎn)換系數(shù)。SOC 和TN 差值采用以下公式計算:

式中: ΔC 為土壤有機碳(全氮)儲量變化值(kg·m-2), Cvr為植被恢復(fù)后土壤有機碳(全氮)儲量值(kg·m-2), Cbvr為植被恢復(fù)前土壤有機碳(全氮)儲量值(kg·m-2)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植被恢復(fù)方式下SOC 和TN 儲量動態(tài)變化特征

與退耕前相比, 2014年(退耕10年)人工林、牧草地、人工林+牧草SOC 儲量顯著增加, 且分別增加26.1%、19.2%、25.8%(圖1)。TN 提升相對緩慢, 退耕10年后, 僅牧草地TN 儲量顯著增加14.2%(圖1)。

與2014年相比, 2017年耕地SOC 和TN 儲量分別下降14.08%和14.81%(圖1)。與2014年(退耕10年)相比, 不同恢復(fù)方式間2017年(退耕13年)SOC和TN 儲量差異均不顯著, 但呈現(xiàn)出不一致的變化規(guī)律。其中, 人工林、牧草地、人工林+牧草地SOC儲量均呈下降趨勢, 分別下降7.24%、4.17%、8.87%, 而撂荒地SOC 卻有所增加, 提升2.41%。同樣地, 人工林和牧草地TN 儲量也表現(xiàn)出下降的趨勢, 分別下降16.45%、10.20%; 而人工林+牧草和撂荒地的TN儲量有所增加, 分別增加了8.30%和11.62%(圖1)。

圖1 不同植被恢復(fù)方式不同恢復(fù)年限下土壤有機碳(SOC)和全氮(TN)儲量變化特征 Fig.1 Changes in soil organic carbon (SOC)and total nitrogen (TN)stocks under different vegetation restoration types for different restoration years

2.2 不同植被恢復(fù)方式下土壤C/N 變化特征

與退耕前相比, 退耕10年后, 除人工林+牧草地土壤C/N 顯著增加外, 其余不同植被恢復(fù)方式土壤C/N 均未顯著增加。退耕13年后, 不同植被恢復(fù)模式下土壤的C/N 雖然呈增加趨勢, 但差異也均未達顯著水平(圖2)。

圖2 不同植被恢復(fù)方式不同恢復(fù)年限下土壤碳氮 比變化特征 Fig.2 Soil ratio of carbon to nitrogen under different vegetation restoration types for different restoration years

2.3 土壤C、N 動態(tài)變化的影響因素分析

相關(guān)分析結(jié)果表明, 凋落物生物量、凋落物C 含量、凋落物N 含量與土壤SOC 和TN 儲量均無顯著相關(guān)關(guān)系(表2)。

表2 植被恢復(fù)過程中凋落物特征與土壤有機碳(SOC)和全氮(TN)儲量的相關(guān)性分析 Table 2 Correlation analyses between litter properties and soil organic carbon (SOC)and total nitrogen (TN)stocks during vegetation restoration

進一步分析發(fā)現(xiàn), 無論是2014年還是2017年, 土壤交換性Ca2+與SOC 顯著正相關(guān); 交換性Ca2+與TN 在2017年也顯著正相關(guān)(表3)。同時, 分析發(fā)現(xiàn), 與2014年相比, 2017年不同植物恢復(fù)方式下交換性Ca2+含量均減少, 耕地、人工林、牧草地、人工林+牧草、撂荒地分別減少25.00%、29.69%、27.78%、30.10%、33.68%(表4), 其中, 人工林和撂荒地顯著減少。交換性Ca2+下降可能是導(dǎo)致SOC 和TN 下降的重要原因。

表3 不同植被恢復(fù)年限土壤交換性鈣(Ca2+)與土壤有機碳(SOC)和全氮(TN)儲量相關(guān)性分析 Table 3 Correlation analyses among exchangeable calcium (Ca2+)and soil organic carbon (SOC)and total nitrogen (TN)stocks in different vegetation restoration years

表4 不同植物恢復(fù)10年(2014年)和13年(2017年)土壤交換性鈣(Ca2+)含量 Table 4 Contents of soil exchangeable calcium under different vegetation types in 2014 (restoration for 10 years)and 2017 (restoration for 13 yeas)

3 討論

喀斯特由于其獨特的地質(zhì)背景和強烈的巖溶作用, 常形成地表地下二元結(jié)構(gòu), 成土速率慢, 土層淺薄, 受人為干擾后水土流失嚴(yán)重[32]。我們前期的研究發(fā)現(xiàn), 喀斯特自然生態(tài)系統(tǒng)一經(jīng)開墾, 土壤養(yǎng)分即表現(xiàn)出急劇流失的特征, 2年內(nèi)SOC 的損失率最高達到42%[33]。耕作擾動加速SOC 丟失主要是由于翻耕干擾會導(dǎo)致大團聚體破碎, 從而導(dǎo)致受團聚體保護的SOC 釋放后迅速礦化[34]。退耕還林還草通常是以免耕、少耕的保護性植被恢復(fù)為主, 能有效減少耕作擾動, 有利于促進團聚體的形成, 從而提升SOC 固持能力。本研究結(jié)果也表明, 不同植被恢復(fù)模式均對土壤SOC 具有積極的提升作用[35-37]。賈松偉等[38]研究發(fā)現(xiàn), 在實施退耕還林后SOC 含量逐漸增加; 張俊華等[39]和安文明等[40]研究黃土高原半濕潤地區(qū)植被恢復(fù)對土壤肥力質(zhì)量的影響, 結(jié)果也表明, 植被恢復(fù)能夠顯著提高土壤有機質(zhì)的含量, 這與本文研究結(jié)果一致。與SOC 相比, 喀斯特地區(qū)植被恢復(fù)后土壤TN 含量提升相對緩慢, 這與我們前期的研究結(jié)果一致, 即喀斯特地區(qū)土壤TN 的恢復(fù)要滯后于SOC[41], 主要是由于喀斯特地區(qū)植被在恢復(fù)初期通常受N 限制[42], 且植被在恢復(fù)初期主要吸收土壤N 用于維持自身生物量的增加, 因此土壤TN 提升緩慢。土壤C/N 通常可作為評估SOM 質(zhì)量的重要指標(biāo)。本文研究結(jié)果表明, 不同恢復(fù)方式下, 土壤C/N 在退耕前后基本沒有顯著差異, 主要是由于植被恢復(fù)過程中C、N 循環(huán)耦合[43]。說明在短期內(nèi), 植被恢復(fù)并沒有顯著提升SOM 質(zhì)量。

與退耕10年(2014年)相比, 退耕13年(2017年)后, 大部分人工植被恢復(fù)方式下土壤SOC 和TN 均有所下降。由于在2015年至2016年研究區(qū)連續(xù)兩年發(fā)生非常嚴(yán)重的洪澇災(zāi)害, 持續(xù)時間長, 導(dǎo)致研究區(qū)洼地持續(xù)長時間淹水, 這可能是SOC 和TN 下降的主要原因。研究表明, 土壤有機質(zhì)和養(yǎng)分的積累主要來自于凋落物的歸還, 即植物通過光合作用將大氣中的C 固定到植物中, 然后以凋落物形式將C 和養(yǎng)分逐步補償給土壤[44]。因此, 凋落物分解能促進土壤C、N 積累[45]。然而, 本研究卻發(fā)現(xiàn), 土壤C、N 儲量與凋落物量、凋落物C、N 均無相關(guān)關(guān)系。Li 等[11]認(rèn)為, 相比于C、N 輸入來源, 土壤穩(wěn)定能力可能是影響土壤C、N 固持的重要原因, 這是因為, 當(dāng)土壤C、N 的穩(wěn)定能力較弱時, 通過凋落物輸入的C、N 同樣會丟失。本文相關(guān)分析性結(jié)果表明, 土壤中的交換性鈣(Ca2+)與C、N 緊密相關(guān)。當(dāng)土壤交換性鈣高時, 多價陽離子可以充當(dāng)黏土礦物與腐殖物質(zhì)之間的鍵橋, 即黏粒-多價陽離子-有機質(zhì)的結(jié)合可形成穩(wěn)定的有機-礦質(zhì)復(fù)合體, 提升土壤C、N 的穩(wěn)定性, 從而有利于土壤C、N 固持[46-47]。由于土壤交換性鈣在水環(huán)境中活性會顯著提高, 遷移能力增強[48-49], 持續(xù)受到淹水時會加速交換性鈣的丟失。本研究發(fā)現(xiàn), 與淹水前(2014年)相比較, 淹水后(2017年), 不同植物恢復(fù)方式下土壤交換性鈣均顯著下降, 因此, 淹水造成土壤交換性鈣淋失可能是導(dǎo)致SOC 和TN 下降的重要原因。另一方面, 在退水階段, 土壤C、N 可能隨水和土壤顆粒遷移流失, 同樣會導(dǎo)致土壤C、N 減少[50]。不同植物恢復(fù)方式之間, 相比于植被恢復(fù), 耕地SOC 和TN 下降最多, 表明喀斯特地區(qū)植被恢復(fù)能在一定程度上抵抗洪澇災(zāi)害帶來的負面影響。

本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn), 自然恢復(fù)下SOC 和TN 隨著退耕年限的增加而持續(xù)上升, 表明自然恢復(fù)對極端氣候事件的抵抗力和恢復(fù)力更好。自然恢復(fù)和人工恢復(fù)在人為管理、物種組成、根系數(shù)量和質(zhì)量上存在很大的差異[51-53], 因此, 其對土壤C、N 的固持能力常表現(xiàn)很大的差異。在黃土高原的研究表明, 相比人工恢復(fù), 自然恢復(fù)更有利于土壤C 固持[54-55]。本研究中, 人工恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)對極端氣候災(zāi)害的抵抗力和恢復(fù)力較弱, 原因主要有以下幾個方面: 1)人工恢復(fù)植被下受到人為干擾大(牧草刈割, 人為擾動等), 土壤有機質(zhì)礦化過程較為強烈, 因此土壤C、N含量較低; 2)土壤養(yǎng)分在人工植被恢復(fù)初期主要用于植被生長, 如維持人工林和牧草的持續(xù)生長, 從而導(dǎo)致在植被恢復(fù)初期土壤養(yǎng)分累積能力較弱[56]; 3)人工植被物種多樣性低, 群落結(jié)構(gòu)單一, 土壤生物易受環(huán)境擾動。相反, 自然恢復(fù)下因沒有人為干擾, 物種多樣性高的群落可以為土壤生物提供更多共存的生境, 土壤生物多樣性較高, 從而能有效緩沖連續(xù)淹水對土壤食物網(wǎng)的負面影響, 有利于群落的穩(wěn)定[57]。此外, 自然植被下因不同的植物有不同的策略來抵御淹水干擾, 從而能有效維持土壤活力, 提升土壤C、N 固持[58]。最近的研究表明, 我國西南地區(qū)極端氣候事件呈現(xiàn)逐漸增強趨勢, 且廣西發(fā)生洪水和干旱的風(fēng)險及強度將逐年增高[19], 氣候變化引起的洪澇和干旱風(fēng)險的增加可能會降低區(qū)域土壤C、N 含量; 同時, 處于植被恢復(fù)初期的喀斯特生態(tài)系統(tǒng)可能會再次退化。綜上所述, 短期內(nèi), 相比人工恢復(fù), 自然恢復(fù)更能抵抗極端氣候災(zāi)害對生態(tài)系統(tǒng)可能帶來的負面影響。

4 結(jié)論

本文以耕地為對照, 以人工林、牧草地、人工林+牧草、撂荒地4 種植被恢復(fù)方式為研究對象, 分析不同恢復(fù)方式SOC 和TN 儲量在不同退耕年限下的變化特征。結(jié)果表明: 1)植被恢復(fù)能有效提升桂西北喀斯特地區(qū)SOC 和TN 儲量, 但TN 的恢復(fù)滯后于SOC。2)短期內(nèi), 相比于人工恢復(fù), 自然恢復(fù)更有利于提升SOC 和TN 固持。3)在極端氣候災(zāi)害事件下, 耕地土壤C、N 丟失量最多, 植被恢復(fù)能在一定程度上抵抗洪澇災(zāi)害的影響, 尤其以自然恢復(fù)模式下效果最好。綜上可知, 在桂西北喀斯特退化區(qū)域?qū)嵭兄脖换謴?fù), 尤其是自然恢復(fù)是切實可行的生態(tài)恢復(fù)措施。