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*

伍方骥, 刘 娜, 胡培雷, 王克林, 张 伟, 邹冬生

(1.湖南农业大学 长沙 410128; 2.中国科学院亚热带农业生态研究所亚热带农业生态过程重点实验室 长沙 410125; 3.中国科学院环江喀斯特生态系统观测研究站 环江 547100; 4.河北地质大学商学院 石家庄 050031)

土壤是陆地生态系统非常重要的碳(C)库, 土壤有机碳(SOC)储量大约是大气中C库的2～3 倍[1]。研究表明, 土地利用变化会通过影响SOC动态从而影响CO2排放, 进而加速或缓解全球气候变暖[2-3]。土壤氮(N)通常是陆地生态系统重要的限制性因子, 影响植物生长和物种组成, N缺乏可能会导致植被无法正常生长, 或植被无法顺利演替[4-6]。土壤C、N固持受到C、N输入与输出动态平衡的影响[7], 主要受凋落物数量与质量、微生物、环境因子等影响[8-9], 另一方面, SOC的长期固持还受到土壤N和C∶N的限制[10]。土壤结构(如土壤团聚性、土壤质地、土壤矿物质等)对C、N的稳定能力也会影响C、N输出。Li等[11]认为, 土壤C、N累积受输出影响更大, 若土壤对有机质(SOM)的稳定能力较弱, 通过凋落物输入的有机质同样无法固持在土壤中。通常, 钙质含量高的土壤, 其土壤Ca2+可与SOM矿质结合形成稳定的SOM, 有利于土壤C、N固持[12]。植被恢复是提升土壤C、N固持的有效措施[13-14]。但受地质背景、气候、地形、植被类型、恢复年限等影响, 导致不同研究结果下植被恢复对SOC固持潜力的影响并不一致[15]。因此, 有必要针对特定生态脆弱区深入分析不同植被恢复方式对土壤碳氮固持的影响。此外, 在全球变化背景下, 极端气候事件增加, 尤其内涝灾害频发[16]。不同植被恢复方式下土壤C、N如何响应极端内涝灾害目前也缺乏充分认识。

我国西南喀斯特地区是全球碳酸盐岩集中分布区面积最大、人地矛盾最尖锐的地区, 以石漠化为特征的土地退化严重, 属于典型的生态环境脆弱区。围绕喀斯特地区石漠化治理与生态恢复, 国家先后在喀斯特地区实施了天然林保护、退耕还林还草、石漠化综合治理等一系列生态保护与建设工程[17-18]。经过十多年的生态治理, 植被覆盖率明显提升, 然而土壤支撑功能恢复滞后, 尤其土壤C、N 固持提升缓慢, 喀斯特地区生态系统恢复的可持续性仍然面临挑战[19-20]。

然而, 关于喀斯特不同恢复模式下土壤C、N 动态变化的研究还非常有限。目前关于喀斯特植被恢复对土壤C、N 固持的研究大都采用“空间代时间”的方法, 缺乏动态追踪[21-24]。喀斯特地区由于土层浅薄, 地上地下二元结构发育, 空间异质性较强, 采用“时空替代法”通常很难保证样点之间的可比性。因此, 定点监测植被恢复前后土壤C、N 动态变化特征有助于正确评估喀斯特不同植被恢复模式下生态成效。另一方面, 最近的研究表明, 我国西南地区极端气候事件呈现逐渐增强趋势[25]。而植被恢复初期群落抵抗力和恢复力较差, 当生态系统经历严重的气候变化或人为干扰胁迫时土壤C、N 提升可能停滞甚至退化[26]。因此, 持续监测不同植被恢复模式下土壤C、N 动态变化特征及其对极端气候事件的响应, 有助于正确评估不同植被恢复模式下土壤C、N 固定效应这一关键功能, 尤其处于生态恢复工程深入推进期的脆弱喀斯特生态系统。

本文以桂西北喀斯特峰丛洼地为研究对象, 以退耕还林还草前(2004年)样地C、N 储量为基准, 选取人工林、牧草、人工林+牧草、撂荒4 种喀斯特地区最主要的植被恢复方式, 分析退耕还林还草10年(2014年)和13年(2017年)后土壤C、N 动态变化特征, 探讨不同植被恢复方式对喀斯特土壤C、N 的影响, 并针对退耕期间样地发生的严重内涝灾害对不同恢复方式下土壤C、N 的影响进行分析, 以期为喀斯特生态系统恢复和退化生态系统可持续恢复提供理论支撑。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于广西环江毛南族自治县下南乡古周村的中国科学院环江喀斯特农业生态试验站生态重建试验示范区(107°56′～107°57′E, 24°54′～24°55′N)。研究区属于典型的喀斯特峰丛洼地地貌, 地形起伏较大, 最低点海拔为376 m, 最高海拔为816 m, 相差440 m。该地为亚热带季风气候区, 多年平均气温16.5～20.5 ℃。雨量充足, 多年平均降雨量为1 390 mm, 雨季平均持续130～140 d, 集中在4—9月, 其中6、7月份降雨最多, 经常发生小规模内涝灾害, 绝大部分时候持续时间短, 淹水面积小[25]。但分别在2015年6月和2016年6月期间, 广西北部、中部地区出现连续强降雨, 研究区洼地连续两年发生极端内涝灾害, 降雨量超过230 mm, 淹水面积高达87%, 洼地最深水位达3 m 以上, 持续时间长, 连续淹水持续时间长达半个月以上, 尤其以2016年6月的洪涝灾害为近60年来最大的洪涝灾害。研究区10月至次年3月为旱季, 降雨量少, 常出现季节性干旱。研究区土壤主要为由碳酸盐岩发育的钙质石灰土, 土壤质地黏重, 分布极不均匀, 基岩大面积裸露, 尤其是坡地, 平均裸岩率达80%以上。耕地主要集中于洼地和坡脚, 土层浅薄, 生态环境脆弱。洼地平均土层深度约为75 cm, 部分土深仅10 cm 左右, 坡地平均土层深度20～40 cm。研究区生态恢复工程实施前, 石漠化严重, 2004年开始, 研究区大部分耕地开始退耕, 主要通过人工恢复(种植人工林、牧草、人工林和牧草混合种植)和自然恢复(自然撂荒)两种方式进行植被恢复(表1)。

1.2 采样方法

本研究以桂西北喀斯特地区常见的4 种植被恢复方式(包括人工林、牧草地、人工林+牧草、撂荒地)为研究对象, 选择耕地为对照样地, 每种恢复方式4 个重复, 共20 个样地, 每个样地20 m×20 m, 样地处于洼地地势平坦区域, 各样地海拔保持基本一 致。共采集样品3 次, 其中, 于2004年退耕前采集样品作为本底, 随后于2014年(退耕10年)和2017年(退耕13年)分别采集土壤样品。在每个样地内按“S”型选取15 个点取表层土样(0～15 cm), 充分混匀。土样风干后过筛, 用于测定土壤C、N、交换性Ca2+等指标。同时, 于2017年在每个样地内随机设置4 个小样方(1 m×1 m)并收集样方内所有凋落物并充分混合。

表1 研究区不同植被恢复模式及样地特征 Table 1 Vegetation types and characteristics of plots of different vegetation restoration patterns surveyed in the study

1.3 样品测定

土壤有机碳(SOC)采用重铬酸钾容量法测定[27], 土壤全氮(TN)采用半微量开氏法测定[28], 土壤交换性钙(Ca2+)采用原子吸收分光光度法测定[29]。凋落物样品先在烘箱中以105 ℃烘干30 min, 然后以65 ℃烘干至恒重。用球磨机将烘干的凋落物样品磨成均匀的粉末, 然后用元素分析(VARIO MAX, Elementar, Germany)仪测定凋落物C、N 含量[30]。土壤容重采用环刀(100 cm3)收集原状土样, 在105 ℃烘箱中烘干至恒重并称量[31]。

1.4 数据分析

采用Office 2013 Excel 进行数据的计算与初步分析, 采用Kolmogorov-Smirnov 进行样本数据正态性检验。用SPSS 18.0 (SPSS Inc., Chicago, IL, USA)对数据进行单因素方差分析(one-way ANOVA)、单样本t检验和回归等统计分析, 用OriginPro 8.5 (OriginLab, Hampton, MA, USA)进行图表绘制。本研究中显著水平为P＜0.05, 极显著水平为P＜0.01。表中数据为平均值±标准误, 图中误差线为95%置信区间。SOC 和TN 储量采用下列公式计算:

式中: SOCD 为土壤有机碳储量(kg·m-2), SOCC 为土壤有机碳含量(g·kg-1), BD 为土壤容重(g·cm-3), δ 为土壤中砾石所占比例(%), h 为土层厚度(cm); TND 为土壤全氮储量(kg·m-2), TNC 为土壤全氮含量(g·kg-1), 100 为转换系数。SOC 和TN 差值采用以下公式计算:

式中: ΔC 为土壤有机碳(全氮)储量变化值(kg·m-2), Cvr为植被恢复后土壤有机碳(全氮)储量值(kg·m-2), Cbvr为植被恢复前土壤有机碳(全氮)储量值(kg·m-2)。

2 结果与分析

2.1 不同植被恢复方式下SOC 和TN 储量动态变化特征

与退耕前相比, 2014年(退耕10年)人工林、牧草地、人工林+牧草SOC 储量显著增加, 且分别增加26.1%、19.2%、25.8%(图1)。TN 提升相对缓慢, 退耕10年后, 仅牧草地TN 储量显著增加14.2%(图1)。

与2014年相比, 2017年耕地SOC 和TN 储量分别下降14.08%和14.81%(图1)。与2014年(退耕10年)相比, 不同恢复方式间2017年(退耕13年)SOC和TN 储量差异均不显著, 但呈现出不一致的变化规律。其中, 人工林、牧草地、人工林+牧草地SOC储量均呈下降趋势, 分别下降7.24%、4.17%、8.87%, 而撂荒地SOC 却有所增加, 提升2.41%。同样地, 人工林和牧草地TN 储量也表现出下降的趋势, 分别下降16.45%、10.20%; 而人工林+牧草和撂荒地的TN储量有所增加, 分别增加了8.30%和11.62%(图1)。

图1 不同植被恢复方式不同恢复年限下土壤有机碳(SOC)和全氮(TN)储量变化特征 Fig.1 Changes in soil organic carbon (SOC)and total nitrogen (TN)stocks under different vegetation restoration types for different restoration years

2.2 不同植被恢复方式下土壤C/N 变化特征

与退耕前相比, 退耕10年后, 除人工林+牧草地土壤C/N 显著增加外, 其余不同植被恢复方式土壤C/N 均未显著增加。退耕13年后, 不同植被恢复模式下土壤的C/N 虽然呈增加趋势, 但差异也均未达显著水平(图2)。

图2 不同植被恢复方式不同恢复年限下土壤碳氮 比变化特征 Fig.2 Soil ratio of carbon to nitrogen under different vegetation restoration types for different restoration years

2.3 土壤C、N 动态变化的影响因素分析

相关分析结果表明, 凋落物生物量、凋落物C 含量、凋落物N 含量与土壤SOC 和TN 储量均无显著相关关系(表2)。

表2 植被恢复过程中凋落物特征与土壤有机碳(SOC)和全氮(TN)储量的相关性分析 Table 2 Correlation analyses between litter properties and soil organic carbon (SOC)and total nitrogen (TN)stocks during vegetation restoration

进一步分析发现, 无论是2014年还是2017年, 土壤交换性Ca2+与SOC 显著正相关; 交换性Ca2+与TN 在2017年也显著正相关(表3)。同时, 分析发现, 与2014年相比, 2017年不同植物恢复方式下交换性Ca2+含量均减少, 耕地、人工林、牧草地、人工林+牧草、撂荒地分别减少25.00%、29.69%、27.78%、30.10%、33.68%(表4), 其中, 人工林和撂荒地显著减少。交换性Ca2+下降可能是导致SOC 和TN 下降的重要原因。

表3 不同植被恢复年限土壤交换性钙(Ca2+)与土壤有机碳(SOC)和全氮(TN)储量相关性分析 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 不同植物恢复10年(2014年)和13年(2017年)土壤交换性钙(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 讨论

喀斯特由于其独特的地质背景和强烈的岩溶作用, 常形成地表地下二元结构, 成土速率慢, 土层浅薄, 受人为干扰后水土流失严重[32]。我们前期的研究发现, 喀斯特自然生态系统一经开垦, 土壤养分即表现出急剧流失的特征, 2年内SOC 的损失率最高达到42%[33]。耕作扰动加速SOC 丢失主要是由于翻耕干扰会导致大团聚体破碎, 从而导致受团聚体保护的SOC 释放后迅速矿化[34]。退耕还林还草通常是以免耕、少耕的保护性植被恢复为主, 能有效减少耕作扰动, 有利于促进团聚体的形成, 从而提升SOC 固持能力。本研究结果也表明, 不同植被恢复模式均对土壤SOC 具有积极的提升作用[35-37]。贾松伟等[38]研究发现, 在实施退耕还林后SOC 含量逐渐增加; 张俊华等[39]和安文明等[40]研究黄土高原半湿润地区植被恢复对土壤肥力质量的影响, 结果也表明, 植被恢复能够显著提高土壤有机质的含量, 这与本文研究结果一致。与SOC 相比, 喀斯特地区植被恢复后土壤TN 含量提升相对缓慢, 这与我们前期的研究结果一致, 即喀斯特地区土壤TN 的恢复要滞后于SOC[41], 主要是由于喀斯特地区植被在恢复初期通常受N 限制[42], 且植被在恢复初期主要吸收土壤N 用于维持自身生物量的增加, 因此土壤TN 提升缓慢。土壤C/N 通常可作为评估SOM 质量的重要指标。本文研究结果表明, 不同恢复方式下, 土壤C/N 在退耕前后基本没有显著差异, 主要是由于植被恢复过程中C、N 循环耦合[43]。说明在短期内, 植被恢复并没有显著提升SOM 质量。

与退耕10年(2014年)相比, 退耕13年(2017年)后, 大部分人工植被恢复方式下土壤SOC 和TN 均有所下降。由于在2015年至2016年研究区连续两年发生非常严重的洪涝灾害, 持续时间长, 导致研究区洼地持续长时间淹水, 这可能是SOC 和TN 下降的主要原因。研究表明, 土壤有机质和养分的积累主要来自于凋落物的归还, 即植物通过光合作用将大气中的C 固定到植物中, 然后以凋落物形式将C 和养分逐步补偿给土壤[44]。因此, 凋落物分解能促进土壤C、N 积累[45]。然而, 本研究却发现, 土壤C、N 储量与凋落物量、凋落物C、N 均无相关关系。Li 等[11]认为, 相比于C、N 输入来源, 土壤稳定能力可能是影响土壤C、N 固持的重要原因, 这是因为, 当土壤C、N 的稳定能力较弱时, 通过凋落物输入的C、N 同样会丢失。本文相关分析性结果表明, 土壤中的交换性钙(Ca2+)与C、N 紧密相关。当土壤交换性钙高时, 多价阳离子可以充当黏土矿物与腐殖物质之间的键桥, 即黏粒-多价阳离子-有机质的结合可形成稳定的有机-矿质复合体, 提升土壤C、N 的稳定性, 从而有利于土壤C、N 固持[46-47]。由于土壤交换性钙在水环境中活性会显著提高, 迁移能力增强[48-49], 持续受到淹水时会加速交换性钙的丢失。本研究发现, 与淹水前(2014年)相比较, 淹水后(2017年), 不同植物恢复方式下土壤交换性钙均显著下降, 因此, 淹水造成土壤交换性钙淋失可能是导致SOC 和TN 下降的重要原因。另一方面, 在退水阶段, 土壤C、N 可能随水和土壤颗粒迁移流失, 同样会导致土壤C、N 减少[50]。不同植物恢复方式之间, 相比于植被恢复, 耕地SOC 和TN 下降最多, 表明喀斯特地区植被恢复能在一定程度上抵抗洪涝灾害带来的负面影响。

本研究结果发现, 自然恢复下SOC 和TN 随着退耕年限的增加而持续上升, 表明自然恢复对极端气候事件的抵抗力和恢复力更好。自然恢复和人工恢复在人为管理、物种组成、根系数量和质量上存在很大的差异[51-53], 因此, 其对土壤C、N 的固持能力常表现很大的差异。在黄土高原的研究表明, 相比人工恢复, 自然恢复更有利于土壤C 固持[54-55]。本研究中, 人工恢复生态系统对极端气候灾害的抵抗力和恢复力较弱, 原因主要有以下几个方面: 1)人工恢复植被下受到人为干扰大(牧草刈割, 人为扰动等), 土壤有机质矿化过程较为强烈, 因此土壤C、N含量较低; 2)土壤养分在人工植被恢复初期主要用于植被生长, 如维持人工林和牧草的持续生长, 从而导致在植被恢复初期土壤养分累积能力较弱[56]; 3)人工植被物种多样性低, 群落结构单一, 土壤生物易受环境扰动。相反, 自然恢复下因没有人为干扰, 物种多样性高的群落可以为土壤生物提供更多共存的生境, 土壤生物多样性较高, 从而能有效缓冲连续淹水对土壤食物网的负面影响, 有利于群落的稳定[57]。此外, 自然植被下因不同的植物有不同的策略来抵御淹水干扰, 从而能有效维持土壤活力, 提升土壤C、N 固持[58]。最近的研究表明, 我国西南地区极端气候事件呈现逐渐增强趋势, 且广西发生洪水和干旱的风险及强度将逐年增高[19], 气候变化引起的洪涝和干旱风险的增加可能会降低区域土壤C、N 含量; 同时, 处于植被恢复初期的喀斯特生态系统可能会再次退化。综上所述, 短期内, 相比人工恢复, 自然恢复更能抵抗极端气候灾害对生态系统可能带来的负面影响。

4 结论

本文以耕地为对照, 以人工林、牧草地、人工林+牧草、撂荒地4 种植被恢复方式为研究对象, 分析不同恢复方式SOC 和TN 储量在不同退耕年限下的变化特征。结果表明: 1)植被恢复能有效提升桂西北喀斯特地区SOC 和TN 储量, 但TN 的恢复滞后于SOC。2)短期内, 相比于人工恢复, 自然恢复更有利于提升SOC 和TN 固持。3)在极端气候灾害事件下, 耕地土壤C、N 丢失量最多, 植被恢复能在一定程度上抵抗洪涝灾害的影响, 尤其以自然恢复模式下效果最好。综上可知, 在桂西北喀斯特退化区域实行植被恢复, 尤其是自然恢复是切实可行的生态恢复措施。