陕北黄土丘陵区刺槐人工林土壤生态化学计量特征

刘 愿, 陈云明,2, 梁思琦, 陈 晨

(1.西北农林科技大学 水土保持研究所 黄土高原土壤侵蚀与旱地农业国家重点实验室,陕西 杨凌 712100; 2.中国科学院 水利部 水土保持研究所, 陕西 杨凌712100)

生态化学计量学是研究生态系统中能量平衡和化学元素平衡的一门学科[1-2]，强调有机体主要组成元素碳、氮、磷、钾化学计量特征之间的关系，对植被演变动态、土壤养分循环及其平衡机制起到关键作用[3-8]，已被应用到分子、种群、群落以及生态系统等各个方面[2]。

土壤是森林生态系统的重要组成部分和化学元素储库，是植物赖以生存的基础。研究人工林土壤的生态化学计量特征，对认识人工林的元素循环过程及实现服务功能的可持续管理均具有重要的理论和实践意义。碳(C)、氮(N)、磷(P)、钾(K)是土壤重要组成元素，是反映土壤内部元素循环的主要指标及平衡特征的重要参数。淑敏等对科尔沁沙地不同年限樟子松人工林土壤的研究发现，各年限土壤同时受N，P养分限制较显著[9]。曹娟等对不同年限杉木人工林土壤C，N，P含量的研究发现，土壤C∶N和C∶P主要受土壤有机碳的影响，如何调控杉木有机碳含量显得十分必要[10]。许多研究表明，土壤的C，N，P及化学计量随年限增加有明显的动态变化，能够较好地指示植被恢复状况[11-15]。目前，对于不同年限刺槐土壤的生态化学计量特征研究仍然不足，尤其是不同元素化学计量比基于年限的变化是否有相似的情况尚不确定。因此，开展不同年限刺槐林下土壤化学计量特征变化的研究则显得尤为重要，以期为探究土壤养分限制、循环和平衡调控机制提供理论依据。

陕北黄土丘陵区水土流失严重，人工造林已成为该地区水土流失治理和生态环境改善的主要途径[16]。刺槐(Robiniapseudoacacia)根系发达、生长迅速、耐干旱瘠薄，是黄土丘陵沟壑区水土保持的主要造林树种[17]。本研究以陕西省延安市安塞区纸坊沟和县南沟流域不同年限刺槐人工林为研究对象，通过对不同年限刺槐林土壤C，N，P，K含量的测定和分析，探讨土壤生态化学计量特征随年限的变化规律，为刺槐人工林的改善抚育作理论指导，为提高生态系统养分循环和利用效率提供依据，进而对黄土丘陵区植被恢复、土壤养分和营养元素的平衡提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于中国科学院安塞区水土保持综合试验站纸坊沟流域和县南沟流域，属于黄土丘陵沟壑区第二副区，是延河支流杏子河下游的一级支沟，地理位置在东经109°13′46″—109°16′3″，北纬36°42′42″—36°46′28″，海拔高度为1 041.5～1 425.7 m，地貌类型属典型黄土丘陵沟壑区，流域内地形破碎，沟壑密度为8.06 km/km2，水土流失严重；气候类型属于温带半干旱季风气候区，年平均气温为8.8℃，干燥度为1.5，无霜期为157～194 d；年平均降水量为542.5 mm，降水年际年内分布不均，7—9月降水量占年降水量的61.1%，且多暴雨；流域内土壤是以黄绵土为主，约占该地区总面积的95%，抗冲抗蚀能力差；植被分区属于暖温带森林草原过渡带，天然林已遭破坏，主要植物有刺槐(Robiniapseudoacacia)、小叶杨(Populussimonii)、柠条(Caraganakorshinskii)、沙棘(Hippophaerhamnoides)、黄刺玫(Rosaxanthina)、狼牙刺(Sophoraviciifolia)、铁杆蒿(Artemisiagmelinii)、长芒草(Stipabungeana)、白羊草(Bothriochloaischaemum)、茭蒿(Artemisiagiraldii)等。

1.2 研究方法

1.2.1 样地设置 2016年5月末在研究区内选择3个年限的刺槐人工林地和1个撂荒地(CK)为研究对象，其中刺槐人工林分为幼龄林(9 a生)、中龄林(17 a生)和近熟林(30 a生)，每个年限选3块样地；撂荒地年限为9 a。选取的各样地立地条件基本一致。样地面积为20 m×20 m。研究样地基本信息见表1。

表1 样地基本情况

1.2.2 样品采集及测定 于每个年限的3个样方内，在样地对角线上选取6个取样点，用土钻分别取0—20，20—40，40—60，60—80，80—100 cm共5个层次的土壤样品，同层分别混合为1个土壤样品。土壤样品经自然风干后，剔除根系等杂物，采用四分法取适量土壤样品，过0.25 mm筛，用于土壤养分的测定。土壤C含量测定采用重铬酸钾—硫酸氧化法测定；土壤N含量测定采用半微量凯氏定氮法；P含量测定用钼锑抗显色法；K含量测定采用火焰光度计法测定[18]。

1.2.3 数据处理方法 采用单因素方差分析(ANOVA)检验刺槐不同年限土壤C，N，P，K含量及其比值差异显著性，显著性水平设置为p=0.05。先对数据进行方差齐性检验，若方差为齐性，用LSD法进行多重比较；若方差为非齐性，则用Tamhane′s T2法进行多重比较。采用Pearson相关分析法对刺槐土壤C，N，P，K含量及其比值进行相关性分析。所有数据运用SPSS 17进行数据处理和Sigmaplot 10.0进行制图。

2 结果与分析

2.1 刺槐人工林土壤C，N，P，K含量的变化规律

2.1.1 土壤C含量 不同年限刺槐人工林土壤和CK样地的土壤C含量呈显著性差异(p<0.05)，不同年限土壤平均C含量均显著低于CK样地，9 a显著低于30 a，17 a分别与9 a，30 a之间差异不显著(表2)。CK样地和3个年限林分的土壤C含量随着土层深度的增加而逐渐减少；同一年限不同土层，3个年限各土层土壤C含量均有显著性差异，9 a土壤C含量表现为0—20 cm土层显著高于20—100 cm土层，17 a土壤C含量表现为0—40 cm土层显著高于40—100 cm土层，30 a土壤C含量表现为0—80 cm土层显著高于80—100 cm土层；不同年限同一土层，除40—60 cm土层土壤C含量在各年限间有显著性差异，其他土层在各年限间均无显著性差异，40—60 cm土层土壤C含量表现为30 a显著高于9 a，但17 a和二者均无显著性差异，在20—40 cm和80—100 cm土层，9 a土壤C含量显著低于CK样地，但17 a，30 a与CK样地无显著性差异(图1)。

2.1.2 土壤N含量 9 a和17 a刺槐人工林与CK样地土壤N含量呈显著性差异(p<0.05)，且二者均显著低于CK样地，30 a林分土壤N含量和CK样地无显著性差异，3个年限之间土壤N含量无显著性差异(表2)。CK样地和3个年限林分土壤N含量随着土层深度的加深逐渐减少而趋于稳定；同一年限不同土层，3个年限各土层土壤N含量均有显著性差异，9 a土壤N含量表现为0—20 cm土层显著高于20—100 cm土层，17 a土壤N含量表现为0—20 cm土层显著高于40—100 cm土层，30 a土壤N含量表现为0—40 cm土层显著高于60—100 cm土层；不同年限同一土层，除20—40 cm土层土壤N含量在各年限间有显著性差异外，其他土层在各年限间均无显著性差异，在20—40 cm土层土壤N含量表现为30 a和CK样地显著高于9 a和17 a，30 a和CK样地之间无显著性差异，在40—60 cm，80—100 cm土层，3个年限林分土壤N含量均显著低于CK样地(图1)。

表2 不同年限刺槐人工林0-100 cm土层土壤养分含量 g/kg

注：表中数值为平均值±标准误；不同小写字母表示不同年限之间差异显著(p<0.05)。

2.1.3 土壤P含量 9 a和17 a刺槐人工林土壤P含量呈显著性差异(p<0.05)，但二者与30 a及CK样地无显著性差异(表2)。CK样地和3个年限林分土壤P含量随着土层深度的增加变化范围较小；同一年限不同土层，3个年限和CK样地各土层P含量差异不显著；不同年限同一土层，在0—60 cm土层之间，3个年限林分土壤P含量差异不显著，在60—100 cm土层之间，17 a显著高于9 a，但二者与30 a均无显著性差异，在40—80 cm土层之间，CK样地显著高于9 a，但与17 a，30 a无显著性差异(图1)。

2.1.4 土壤K含量 9 a土壤K含量和17 a差异不显著，二者与30 a差异显著，CK样地显著低于9 a(表2)。3个年限和CK样地刺槐人工林土壤K含量随着土层深度的增加而增加；同一年限不同土层，除17 a各土层K含量无显著性差异，9 a和30 a均有显著性差异，9 a土壤K含量表现为0—40 cm土层显著低于80—100 cm土层，30 a土壤K含量表现为0—20 cm土层显著低于40—100 cm土层；不同年限同一土层，在0—60 cm土层之间，9 a，17 a土壤K含量无显著性差异，二者与30 a有显著性差异，60—80 cm土层表现为9 a和30 a之间有显著性差异，二者与17 a无显著性差异，80—100 cm土层表现为9 a显著高于17 a和30 a，CK样地和17 a在20—80 cm土层土壤K含量均无显著性差异(图1)。

2.2 刺槐人工林土壤生态化学计量比的变化规律

土壤C∶N的平均值表现为30 a>17 a>9 a>CK，其中3个年限之间差异不显著，但30 a与CK样地存在显著性差异(p<0.05)。土壤C∶P的大小顺序为CK>30 a>17 a>9 a，30 a显著高于9 a和17 a，9 a样地的C∶P值显著低于CK样地。土壤C∶K依次为CK≈30 a>17 a>9 a，30 a和CK样地差异不显著，但二者均显著高于9 a和17 a样地。土壤N∶P，N∶K和P∶K变化范围较小，3个年限之间N∶P无显著差异，N∶K和P∶K均为CK样地显著高于9 a样地。C∶N∶P均值由大到小依次为30 a>9 a>17 a>CK，3个年限之间无显著差异，CK样地显著高于9 a和30 a(表3)。

注：大写字母表示同一年限不同土层之间差异显著(p<0.05)，小写字母表示不同年限同一土层之间差异显著(p<0.05)。

图1 不同年限土壤C，N，P，K含量变化

表3 不同年限刺槐人工林0-100 cm土层土壤化学计量比

注：表中数值为平均值±标准误；不同小写字母表示不同年限之间差异显著(p<0.05)。

不同年限土壤C∶N随土层深度的增加出现先增加后减少的趋势，平均值在7.50～8.96之间，但CK样地土壤C∶N随土层深度的增加而减少；同一年限不同土层，3个年限间均存在显著性差异(p<0.05)，9 a和17 a样地土壤C∶N为20—40 cm土层显著高于60—80 cm土层，30 a样地土壤C∶N为40—80 cm显著高于80—100 cm土层；不同年限同一土层，3个年限均表现为差异不显著，在20—60 cm土层，9 a和CK样地土壤C∶N差异显著(p<0.05)。土壤C∶P和C∶K随土层深度的增加而逐渐减少；同一年限不同土层，二者9 a土壤均为0—20 cm显著高于20—100 cm土层，17 a和CK样地土壤均为0—40 cm显著高于40—100 cm土层，30 a样地土壤均为0—40 cm显著高于80—100 cm土层；不同年限同一土层，不同年限土壤C∶P均为差异不显著，在20—60 cm土层土壤C∶K表现为30 a和CK样地显著高于9 a样地，在20—100 cm土层，CK样地土壤C∶K显著高于9 a样地。土壤N∶P和N∶K随土层深度的增加出现先减少后趋于稳定的趋势；同一年限不同土层，二者9 a样地土壤均为0—20 cm显著高于20—100 cm，17 a和30 a土壤均为0—40 cm显著高于40—80 cm，CK样地土壤N∶P表现为0—80 cm土层之间无显著性差异，而土壤N∶K为0—20 cm显著高于40—60 cm；不同年限同一土层，在20—60 cm土层，土壤N∶P和N∶K均为CK样地显著高于9 a，在0—20 cm，60—80 cm土层，3个年限间土壤N∶P均无显著性差异。土壤P∶K随土层深度的增加变化范围较小；同一年限不同土层，17 a和CK样地土壤P∶K不同土层之间差异性不显著，9 a土壤表现为0—20 cm显著高于80—100 cm，30 a土壤表现为0—20 cm显著高于60—100 cm；不同年限同一土层，30 a土壤P∶K所有土层均显著高于9 a，在40—100 cm土层，17 a显著高于9 a，在20—100 cm土层，17 a，30 a和CK样地之间均无显著性差异(图2)。

注：大写字母表示同一年限不同土层之间差异显著(p<0.05)，小写字母表示不同年限同一土层之间差异显著(p<0.05)。

图2 不同年限土壤生态化学计量变化

2.3 刺槐人工林土壤生态化学计量及其比值的相关性分析

对3个年限刺槐人工林土壤养分含量及其土层深度做相关性分析(表4)，土壤C，N和K含量与土层深度有极显著的相关关系，土壤C，N含量与土层深度呈显著负相关，K含量与土层深度有极显著正相关关系。土壤P含量与其他3种元素含量均无相关性。

对3个年限刺槐人工林土壤养分生态化学计量比与土层深度做相关性分析(表5)，土壤生态化学计量比均与土层深度表现为极显著负相关关系。C∶N与C∶P，C∶K呈极显著正相关，与N∶P，N∶K呈极显著负相关；C∶P与C∶K，N∶P，N∶K表现为极显著正相关关系；C∶K，N∶P和N∶K互为极显著正相关。

表4 不同年限土壤养分含量相关性分析

注：*表示在0.05水平(双侧)上显著相关；**表示在0.01水平(双侧)上显著相关。

表5 不同年限土壤养分生态化学计量比相关性分析

注：*表示在0.05水平(双侧)上显著相关；**表示在0.01水平(双侧)上显著相关。

3 讨 论

3.1 不同年限土壤有机碳及养分含量

本研究中土壤表层的C，N含量均大于底层，这与很多研究观点一致[19-21]。土壤C，N含量表现为随年限增大逐渐增加的趋势，可能与地表枯落物的累积、植物根系分解产生的C，N含量进入土壤有关[21]。本研究区的土壤P含量平均值(0.58 g/kg)远低于黄土高原中部刺槐林土壤P含量平均值(1.12 g/kg)[12,20]和全球土壤P含量平均值(2.8 g/kg)[22]，这是由于土壤中P含量易受母质、气候、生物和地球化学过程等一系列因素的影响以及黄土高原地区风化作用和水土流失形成的黄绵土所致，但其接近全国土壤P含量平均值(0.56 g/kg)。磷元素是一种沉积性的矿物，土壤中P的迁移率很低，在整个土层中分布均匀，不同年限对土壤P含量的影响较小。我国土壤中K含量一般在16.6 g/kg左右[23]，本研究中土壤K含量是18.78 g/kg，高于全国平均水平，这是由于K元素在自然界以化合物形式存在，K元素主要来自于土壤母质分化，研究区的位置不同导致土壤K含量有所差异。3个恢复年限土壤C，N含量随着土层深度增加而逐渐降低，土壤P含量在不同土层上变化不明显，而土壤K含量随着土层深度的增加而增加，土壤C，N，P和K含量在土壤剖面上的分布情况主要是由于C，N，P，K元素的来源不同引起的。C，N主要来自枯落物养分归还和分解，这些元素先在土壤表层积累，再经淋溶作用向下迁移；而P和K主要来自土壤母质分化。

3.2 不同年限土壤有机碳及养分生态化学计量特征

土壤C∶N与有机质分解速率成反比，是有机质分解速率的有效指标，也是衡量土壤C，N营养平衡状况的指标，影响土壤C，N的循环[24]。研究表明，中国土壤C∶N平均值在10～12之间[25]，本研究中土壤C∶N平均值为8.38，低于此平均值，这是由于随着土层深度的增加，土壤有机质逐渐稳定，而大气N沉降和有机质矿化作用使土壤N含量增加，从而使C∶N比值降低。本研究中，在0—100 cm土层内C∶N变化范围较小，是因为土壤C和N在空间分布上具有一致性[26]，因此C∶N在整个土层空间内比较稳定。随着恢复年限的增加无明显的变化，说明恢复年限对土壤C∶N的影响较小。

土壤C∶P反映磷有效性的高低，是衡量微生物矿化土壤有机物质释放磷或从环境中吸收固持磷元素潜力的一种指标[27]。有研究表明，C∶P值低说明微生物在矿化土壤有机质中释放磷的潜力较大；C∶P比值高则说明土壤微生物对土壤有效磷具有同化趋势，出现微生物与作物竞争吸收土壤有效磷的现象，具有较强的固磷潜力[26]。本研究中，C∶P远远低于全国平均值(61)，说明本研究中刺槐人工林地微生物在矿化土壤有机质中释放P的潜力较大，土壤微生物磷对土壤的有效磷库具有补充作用，9 a和17 a的固磷能力低于30 a和CK样地，说明随着恢复年限的增加土壤固磷能力逐渐增强。

氮是植物生长的必需矿质营养元素，磷是生态系统的限制性元素，土壤N∶P可以作为衡量氮磷养分元素限制的指标[24]。本研究中土壤N∶P均值大小为9 a<17 a<30 a

3.3 土壤养分含量及其比值的相关性分析

土壤C，N和K含量有极显著的相关关系，土壤C，N含量与土层深度有显著的负相关关系，C∶N与C∶P，C∶K呈极显著正相关，与N∶P，N∶K呈极显著负相关，表明土壤C对土壤养分有良好的指示作用。土壤C，N含量和土层深度有显著负相关关系，说明随着土层深度增加，土壤C，N含量减少，这与“表聚现象”具有一致性。土壤P含量与土层深度无相关性，表明土壤P元素不受土层深度的影响，土壤中的P大部分以有机态存在于土壤中。C∶K，N∶K和P∶K互为极显著正相关，表明C，N，P元素均对K元素有较大影响。

4 结 论

(1) 随着年限的增加，刺槐人工林土壤C，N含量逐渐增加，土壤P含量先增加后减少，在生长后期补充P元素有助于改善人工林树木的生长情况，土壤C，N和K含量有极显著的相关关系，土壤P含量接近全国平均值，K含量逐渐减少但高于全国平均值。

(2) 刺槐人工林地土壤C，N含量在空间分布上具有一致性，在0—40 cm土层含量逐渐减少，40 cm以下逐渐趋于稳定，表层土壤C，N含量明显高于底层。P和K含量在整个空间分布均匀，无明显差异。土壤C，N含量与土层深度呈显著负相关，P含量不受土层深度影响。

(3) 土壤C∶N，C∶P，C∶K，N∶P，N∶K和P∶K随年限的增加均呈增大的趋势。土壤C∶N在整个土层中变化范围较小，土壤C∶P，C∶K，N∶P和N∶K在整个土层内逐渐减少后趋于稳定，表层均显著高于底层。C∶N与C∶P，C∶K呈极显著正相关，该研究区土壤C∶N对土壤有机质分解速率具有指示作用。