不同整地方式對長江灘地防護林土壤有機碳和全氮含量及密度的影響

原柏然，吳秀忠，劉 鵬，彭波涌，曾文坤，何木盈，曾慶文，黃云鳳，靖 磊

(1.中南林業(yè)科技大學林學院，湖南 長沙 410004； 2.水土保持與荒漠化防治湖南省高校重點實驗室，湖南 長沙 410004； 3.湘西土家族苗族自治州林業(yè)局，湖南 吉首 416000； 4.湖南西洞庭湖國家級自然保護區(qū)管理局，湖南 漢壽 415900)

濕地是土壤碳和氮密度最高的陸地生態(tài)系統(tǒng)之一，僅占5%～8%的地表面積，儲存了陸地土壤20%～30%的碳和氮[1-2]。保持濕地土壤碳(C)庫和氮(N)庫的穩(wěn)定，對于減緩溫室氣體排放，調(diào)節(jié)區(qū)域乃至全球氣候變化具有極其重要的作用[3]。然而，濕地對氣候變化及人類活動有著高度的敏感性，一些不合理的利用方式，打破了C在濕地土壤和大氣間吸收與釋放的平衡，增加了濕地C的排放[4]，甚至影響了陸地生態(tài)系統(tǒng)的年固碳總量[5]。因此，評估人類活動對濕地生態(tài)系統(tǒng)C庫和N庫的影響已經(jīng)成為了過去幾十年來生態(tài)學領域的研究熱點。

我國長江中下游地區(qū)河湖眾多，濕地資源非常豐富[6]。從20世紀末到21世紀初，為了減緩河岸侵蝕，預防血吸蟲病的傳播，在該區(qū)域河湖灘地上營建了以歐美黑楊(Populusdeltoide)為主的護堤防浪林和抑螺林等防護林，并取得了顯著的生態(tài)效益[7]。隨著造林面積的增加，特別是開溝整地方式的應用，防護林建設對濕地土壤C庫和N庫的影響也受到了持續(xù)關注[8]。森林擁有巨大的固碳潛力，造林被認為是限制CO2排放，緩解氣候變化的最有效途徑之一[9-11]，然而這些C主要儲存于森林中生長迅速的地上部分，造林后土壤C和N的含量變化卻表現(xiàn)出不確定性，而這種不確定性與造林前的土地類型和整地方式密切相關[12-13]。對濕地而言，一些研究認為，開溝排水造林導致了濕地泥炭層的流失，進而造成了土壤C的損失[14]，另一些研究則顯示，快速生長的林木可以通過增加根系和凋落物的產(chǎn)量來補償和促進排水后濕地土壤C的積累[15-17]。相似的，不開溝造林后，濕地土壤C的變化規(guī)律也并未表現(xiàn)出一致性[18-19]。因此，在“碳達峰”和“碳中和”背景下，闡明長江灘地防護林建設對長江中下游河湖濕地土壤C庫和N庫的影響是亟待解決的關鍵問題。

本研究以長江中下游地區(qū)的洞庭湖灘地防護林為研究對象，對開溝和不開溝兩種整地方式下濕地土壤C和N含量及密度的變化特征及其與環(huán)境因子的關系進行分析，以期能夠為長江中下游灘地防護林的經(jīng)營管理，以及評估人類活動對長江灘地土壤C庫和N庫的影響提供科學參考。

1 研究區(qū)概況

西洞庭湖位于長江中下游、湖南省漢壽縣境內(nèi)，承接長江松滋、太平兩口，及沅、澧二水入湖，湖水自西向東依次流經(jīng)南洞庭湖和東洞庭湖，并從城陵磯重新匯入長江。該區(qū)域為典型的亞熱帶季風氣候，夏季和冬季的平均溫度分別為28 ℃和6.7 ℃，年平均降雨量為1 400 mm。每年5—8月為洪水季，屆時湖區(qū)大部分洲灘被洪水淹沒。試驗地位于西洞庭湖牛屎洲(113°00′09″E,28°07′44″N)，屬沅水入湖區(qū)域，高程介于30～31 m之間，防護林營建前全洲均為蘆葦?shù)?。該洲從南到北依次分布有開溝造林灘地楊樹林地、不開溝造林灘地楊樹林地和蘆葦?shù)?，其中開溝造林時間為2009年秋季，壟高1.8～2.0 m，壟寬2.0～2.5 m；不開溝造林位于洲中部，于2012年秋造林，初始造林密度約為660株·hm-2。

2 研究方法

2.1 樣地設置與樣品采集

2012—2020年，對開溝楊樹防護林林齡為3年、6年和8年，不開溝楊樹防護林林齡為0年(對照蘆葦?shù)?、3年和8年林地土壤進行采樣。

在開溝楊樹防護林樣地彼此不相連的6條壟上，以及不開溝造林樣地和對照蘆葦樣地中，隨機設置6個2 m×2 m的樣方，其中不開溝造林樣地和蘆葦?shù)貥臃奖舜碎g隔15 m。在樣方內(nèi)按對角線法3次采集0～30 cm，30～60 cm和60～100 cm土樣，取土深度能夠完全覆蓋抬壟高度，并在去除植物根系及雜質(zhì)后將同層充分混合；之后采用體積為100 cm3環(huán)刀按10 cm間隔取10層原位土樣?；旌贤翗咏?jīng)自然風干后，平均分成2等份(每份不少于500 g)，一份用于測定土壤機械組成和pH值，一份用于測定SOC和TN含量和密度。

2.2 指標測定

采用激光粒度儀(Bettersize2000E)測定土壤機械組成，分級標準為粘粒(Clay)<2 μm，粉粒(Silt)2～20 μm，砂粒(Sand)>20 μm；采用pH計(FE20)在土水比為1∶2.5的比例下測定土壤pH值；采用環(huán)刀法測定土壤容重(Bulk density，BD)和含水率(Soil water content，SWC)；分別采用重鉻酸鉀-硫酸鹽比色法和凱氏定氮法測定SOC和TN[20-21]。土壤有機碳密度(Soil Organic Carbon Density，SOCD)和全氮密度 (Total Nitrogen Density，TND)分別采用以下公式計算[22]：

SOCDi=SOCi×BDi×Ei×(1-Gi)÷100

(1)

TNDi=TNi×BDi×Ei×(1-Gi)÷100

(2)

式(1)(2)中:SOCDi和TNDi分別是第i層土壤的有機碳密度和全氮密度；SOCi和TNi分別是第i層土壤的有機碳含量和全氮含量;BDi是第i層土壤的容重；Ei是第i層土壤的厚度；Gi是第i層土壤>2 mm礫石含量。由于湖區(qū)土壤多為湖積土，土壤礫石含量較低，因此本研究中的Gi值取0。

2.3 數(shù)據(jù)分析

對兩種整地方式下灘地防護林SOC、SOCD、TN和TND的變化進行單因素方差分析和鄧肯檢驗(顯著水平設置為0.05)，并采用皮爾遜相關指數(shù)對其與環(huán)境因子進行相關性分析。所有分析均在R4.0.1軟件中進行。

3 結果與分析

3.1 土壤環(huán)境變量

在不開溝防護林樣地中，土壤pH值的變化范圍在6.22～6.90之間，在樣地內(nèi)隨土層增加而增大，在樣地間隨林齡增加而增大；BD的變化范圍在1.22～1.33 g·cm-3之間，在樣地內(nèi)隨土層增加而降低,在樣地間則隨林齡增大而增加；土壤含水率變化范圍在21.91%～28.47%之間，在CK樣地內(nèi)隨土層變化不顯著，在3年和8年樣地內(nèi)表現(xiàn)為60～100 cm含量顯著高于0～30 cm和30～60 cm，而在樣地間則隨林齡增大而降低；土壤粘粒、粉粒和砂粒的變化范圍分別為7.35%～10.26%、41.72%～48.85%和41.60%～49.82%,粘粒含量隨土層增加而降低，粉粒和砂粒含量則無統(tǒng)一趨勢(見表1)。

在開溝防護林樣地中，土壤pH值的變化范圍在7.10～7.38之間，但在樣地內(nèi)和樣地間差異均不顯著；BD的變化范圍在1.22～1.36 g·cm-3之間，在樣地內(nèi)30～60 cm土層BD最大(除8年防護林外)，其次為60～100 cm土層，0～30 cm土層最小，而在樣地間，差異不顯著；土壤含水率變化范圍在19.38%～23.66%之間，在樣地內(nèi)均隨土層增加呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢，而在樣地間則呈現(xiàn)隨林齡增大而增加的趨勢，但差異均不顯著；土壤粘粒、粉粒和砂粒的變化范圍分別在5.48%～8.26%、43.72%～47.37%和44.68%～50.81%之間，粘粒含量隨土層先減少后增加，而粉粒和砂粒含量則無統(tǒng)一趨勢(見表1)。

3.2 SOC、TN、C:N、SOCD和TND變化

在不開溝造林樣地中，SOC和TN含量分別在6.58～16.14 g·kg-1和0.77～1.84 g·kg-1之間，在樣地內(nèi)均隨土層加深而顯著降低，在樣地間則隨林齡增加先減少后增加，且除60～100 cm土層SOC含量外，均有顯著差異；C∶N的變化范圍在8.65～9.84之間，在樣地內(nèi)差異不顯著，但在0～30 cm土層則隨林齡增加而增大，其中3年林齡和8年林齡樣地顯著高于CK樣地；SOCD在3.26～5.89 kg·m-2之間，TND在0.36～0.67 kg·m-2之間，二者變化規(guī)律與不開溝造林樣地SOC和TN相似，但樣地內(nèi)30～60 cm和60～100 cm土層差異不顯著(見圖1)。

表1 兩種整地方式下防護林土壤理化性質(zhì)特征Tab.1 Characteristicsofsoilphysiochemicalpropertiesofshelterforestundertwodifferentsitepreparations理化性質(zhì)不開溝開溝CK3年林齡8年林齡3年林齡6年林齡8年林齡pH值6.22±0.03Bb6.24±0.02Bc6.8±0.04Aa7.39±0.03Aa7.31±0.03ABa7.28±0.02Ba容重/(g·cm-3)1.22±0.01Ab1.2±0.02ABb1.14±0.02Bb1.22±0.02Aa1.29±0.02Aa1.27±0.02Ab含水率/%28.47±0.33Aa22.2±0.53Bb21.91±0.55Bb22.51±0.67Aa20.81±0.68ABa19.77±0.71Ba0～30cm土層粘粒含量/%10.64±0.29Aa9.89±0.5Aa9.82±0.76Aa6.84±0.29Aa6.8±0.47Aa6.18±0.44Aa粉粒含量/%47.76±0.50CAa44.29±0.75Aab41.72±0.78Aa46.97±1.28Aa43.74±0.82Bab44.4±0.73Ca砂粒含量/%41.6±0.28Aa45.82±0.8Bb48.46±0.68Aa46.19±1.3Ca49.47±0.52Ba49.42±0.72AabpH值6.36±0.02Ba6.4±0.03Bb6.83±0.03Aa7.18±0.03Ab7.21±0.02Ab7.17±0.02Ab容重/(g·cm-3)1.3±0.01Aa1.25±0.02ABab1.22±0.03Bb1.27±0.02Ba1.35±0.01Aa1.31±0.02Abab含水率/%27.45±0.3Aa22.93±0.41Bb23.16±0.48Bb23.89±0.88Aa21.1±0.62Aba20.43±0.87Ba30～60cm土層粘粒含量/%9.52±0.55Aa8.58±0.45Aab7.99±0.43Aa6.67±0.42Aa6.19±0.39Aab5.48±0.41Aa粉粒含量/%48.85±1.16Aa42.62±0.69Bb42.2±0.84Aa47.37±0.86Aa44.62±0.69Bb43.72±0.67Ba砂粒含量/%41.64±1.33Aa48.8±0.53Aa49.82±0.9Aa45.96±0.59Ba49.19±0.86Aab50.81±0.69AapH值6.41±0.03Ca6.53±0.02Ba6.9±0.03Aa7.13±0.02Ab7.1±0.02Ac7.13±0.02Ab容重/(g·cm-3)1.33±0.02Aa1.32±0.02Aa1.3±0.02Aa1.24±0.01Ba1.31±0.03Aba1.37±0.04Aa含水率/%27.47±0.35Aa25.71±0.29Ba25.6±0.41Ba24.12±0.55Aa22.3±0.97Aa21.76±0.86Aa60～100cm土層粘粒含量/%7.56±0.39Ab7.35±0.27Ab7.71±0.52Aa8.07±0.42Ab8.26±0.49Ab7.15±0.41Aa粉粒含量/%48.03±1.02Aa46.19±0.93ABa44.37±0.82Aa47.25±0.73Aa45.68±1.00ABa44.96±1.005Ba砂粒含量/%44.41±0.82Aa46.46±0.91ABab47.93±0.68Aa44.68±0.6Ba46.06±0.97ABab47.9±0.74Ab 注:不同大寫字母代表不同樣地類型相同土層之間差異顯著(P<0.05);不同小寫字母代表相同樣地不同土層之間差異顯著(P<0.05)。下同。

圖1 不開溝樣地土壤有機碳和全氮含量及密度變化

續(xù)圖1 不開溝樣地土壤有機碳和全氮含量及密度變化

在開溝樣地中，SOC含量在8.67～11.69 g·kg-1之間，TN含量在0.98～1.22 g·kg-1之間，3年林齡樣地SOC和TN含量均隨土層的增加而增加，且30～60 cm和60～100 cm土層的SOC含量顯著高于0～30 cm，而在6年林齡和8年林齡樣地中，SOC和TN含量均隨土層的增加而降低，且表層0～30 cm含量顯著高于30～60 cm和60～100 cm土層，但在后兩者之間沒有顯著差異;C∶N的變化范圍在8.85～9.91之間，在樣地內(nèi)差異不顯著，但在樣地間則隨林齡增加而增大，且6年林齡和8年林齡顯著高于3年林齡樣地，但兩者之間沒有顯著差異；SOCD在3.02～5.28 kg·m-2之間，TND在0.34～0.55 kg·m-2之間，二者在0～30cm土層變化規(guī)律與開溝造林樣地SOC和TN相同，而在60～100 cm土層則相反(見圖2)。

圖2 開溝樣地土壤有機碳和全氮含量及密度變化

3.3 SOC、SOCD、TN、TND和C∶N與土壤理化性質(zhì)的關系

在不開溝樣地中，SOC和TN含量與土壤pH值、BD顯著負相關(P<0.05)，與粘粒顯著正相關(P<0.05)；C∶N與土壤pH和砂粒呈顯著正相關(P<0.05)，而與BD和SWC顯著負相關(P<0.05)；SOCD與SWC和粘粒顯著正相關(P<0.05)，與土壤pH值、BD和砂粒顯著負相關(P<0.05)；而TND與SWC、粘粒和砂粒顯著正相關(P<0.05)，與土壤pH值和砂粒顯著負相關(P<0.05，見表2)。

在開溝樣地中，僅有TND與土壤pH值顯著負相關(P<0.05)，與SWC顯著正相關(P<0.05)，其他指標與土壤理化性質(zhì)關系不顯著(見表3)。

方差分析表明：整地方式顯著影響SOC和TN含量，但對C∶N、SOCD和TND影響不顯著(見表4)。

表3 開溝樣地SOC,TN,C∶N,SOCD和TND與環(huán)境因素的相關性系數(shù)Tab.3 PearsonrelationsbetweenSOC,TN,C/N,SOCD,TNDandsoilphysiochemicalpropertiesinpoplarplantationsiteswithbeddingpH值BDSWC粘粒粉粒砂粒SOC0.1345-0.162-0.02620.0337-0.15180.1215TN0.2063-0.17480.0776-0.07550.02120.0164C∶N-0.14190.0345-0.12980.1925-0.24770.1334SOCD-0.44810.21310.20010.429-0.0429-0.1632TND-0.4072??0.22480.2898?0.3460.0892-0.2437

表4 整地方式對SOC、TN、C∶N、SOCD和TND影響的單因素方差分析Tab.4 FandPvaluesofsitepreparationsonSOC,TN,C/N,SOCD,andTND因素SOCTNC∶NSOCDTND整地方式F=4.612F=7.351F=3.788F=1.008F=3.783P=0.034P=0.00782P=0.0543P=0.318P=0.0544

4 結論與討論

濕地是脆弱的生態(tài)系統(tǒng)，任何濕地利用形式都有可能對濕地土壤生態(tài)系統(tǒng)造成影響[4]。在不開溝樣地中，兩個林齡的SOC和TN含量都顯著低于對照的蘆葦?shù)兀f明灘地防護林的營建在短時間尺度上對土壤C庫和N庫具有負影響，這與李有志等的研究結果一致[19]。整地過程中的土壤擾動，凋落物組成及生物量的改變，以及土壤理化性質(zhì)，如pH值、SWC、BD和粘粉粒含量等的變化都與SOC和TN含量顯著相關[19，23]。此外，8年林齡樣地SOC和TN含量都顯著高于3年林齡樣地，表明隨著林齡的增大，不開溝造林的SOC和TN含量有增加的趨勢，但這一結論還需要更長時間的監(jiān)測進行驗證。在開溝造林樣地中，0～30 cm土層SOC和TN呈先增大后減小的趨勢，說明在3～6年林齡之間，SOC和TN是累積的過程，這主要是由于該層土壤為開溝前的深層土壤，SOC和TN含量相對較少，快速生長的楊樹人工林造成了大量易分解的活性有機質(zhì)的輸入[24]。而6～8年林齡則是SOC和TN的損失過程，這可能是由于在SOC積累到一定程度之后，過多的活性有機質(zhì)的輸入引起了土壤碳庫正向的激發(fā)效應[25]。同時，深層土壤SOC和TN含量隨林齡增大而持續(xù)減少，之前的研究也發(fā)現(xiàn)，開溝6—13年之后的SOC和TN含量持續(xù)降低[8]，這些結果均說明開溝方式不利于土壤C和N的積累。一方面，開溝對土壤的擾動大，較深的翻動增加了土壤的通氣性和滲透性[26]；另一方面，開溝提升了樹壟的高程，降低了其淹水時長，縮短了土壤的厭氧周期[27]；作為速生樹種，楊樹的快速生長伴隨著高蒸騰作用和高耗水過程，這種效應隨著林齡的增大而增強，因而，在洞庭湖周期性退水過程中，楊樹的生長加速了土壤含水率的下降，使得微生物的水分脅迫提前解除[28]。這些因素共同形成了有利于好氧細菌的生長環(huán)境，從而提升了有機質(zhì)的微生物分解能力，以及土壤N的礦化速率[29]。此外，我們發(fā)現(xiàn)SOC、SOCD、TN和TND與環(huán)境因子之間的相關性在開溝樣地中并不顯著(見表3)，在不開溝樣地中則表現(xiàn)出較強的相關性(見表2)，證明了整地方式是導致開溝樣地SOC和TN含量變化的最主要因素(見表4)，并且進一步驗證了開溝造林的影響從低齡林到中高齡林一直存在[8]。

以上結果表明，不論何種整地方式，灘地防護林的營建在研究期內(nèi)都降低了洲灘濕地土壤SOC和TN的含量和密度。因此，我們從維持土壤C庫和N庫穩(wěn)定性的角度建議，應合理確定長江中下游灘地防護林的規(guī)模，不宜在相對高程較低的區(qū)域采用開溝方式營建防護林。