李建平, 陳 婧, 謝應(yīng)忠,2, 葸 杰

(1.寧夏大學(xué) 農(nóng)學(xué)院, 銀川 750021; 2.西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地,銀川 750021; 3.固原市原州區(qū)草原工作站, 寧夏 固原 756000)

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封育對(duì)草地深層土壤碳儲(chǔ)量及其固持速率的影響

李建平1, 陳 婧1, 謝應(yīng)忠1,2, 葸 杰3

(1.寧夏大學(xué) 農(nóng)學(xué)院, 銀川 750021; 2.西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地,銀川 750021; 3.固原市原州區(qū)草原工作站, 寧夏 固原 756000)

為了揭示長期封育草地深層土壤碳、氮固持及固持速率，采用空間序列代替時(shí)間序列的方法，研究了黃土高原寧夏固原云霧山自然保護(hù)區(qū)長期封育草地土壤有機(jī)碳(SOC)、土壤全氮(STN)儲(chǔ)量及其固持速率的變化特征。結(jié)果表明封育30年草地0—500 cm各土層SOC儲(chǔ)量顯著高于封育10年草地和放牧草地，封育10年草地不同深度SOC儲(chǔ)量與放牧草地并無差異；封育30年、10年和放牧草地STN儲(chǔ)量在各土層無統(tǒng)計(jì)學(xué)上的差異，而封育30年不同深度STN儲(chǔ)量顯著高于封育10年和放牧草地；封育30年SOC，STN固持主要發(fā)生在10～30年間，0—500 cm固持量分別為(482.5±39.3) Mg/hm2，(27.7±2.4) Mg/hm2，封育前10年有機(jī)碳、全氮固持量小，分別為(42.8±6) Mg/hm2，(3.4±2.1) Mg/hm2；封育30年0—500 cm土層SOC和STN固持分別為(525.3±62.0) Mg/hm2，(25.0±3.0) Mg/hm2，固持速率分別為(17.5±2.1) Mg/(hm2·a)，(0.83±0.3) Mg/(hm2·a)；碳氮比隨著封育年限增加而增大，隨土層深度增加而降低。封育草地深層土壤有巨大固碳潛力，評(píng)估碳氮固持不僅要時(shí)間尺度，也要考慮深層土壤碳氮固持，以達(dá)到對(duì)生態(tài)系統(tǒng)碳氮儲(chǔ)量評(píng)估的無偏估計(jì)。

有機(jī)碳儲(chǔ)量; 有機(jī)碳固持; 碳固持速率; 碳氮比; 封育草地

草地是世界上分布最廣的植被類型之一，也是目前受人類活動(dòng)影響最為嚴(yán)重的區(qū)域，作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分[1]，覆蓋了全球陸地面積的26%，參與了全球碳氮源/匯及其循環(huán)過程，在區(qū)域和全球氣候變化和碳氮循環(huán)中扮演著重要的角色[2-3]。草地是中國主要陸地生態(tài)類型，占陸地面積的40%以上[4]，草地90%的碳和氮貯存于土壤中，土壤有機(jī)碳(SOC)、全氮(TN)含量與分布對(duì)地表覆蓋變化、大氣組成及氣候變化有著重要的影響[5-8]。土壤有機(jī)質(zhì)和全氮含量及其動(dòng)態(tài)平衡是評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量和草地健康的重要指標(biāo)，直接影響著草地土壤肥力和草地生產(chǎn)力[9-10]。由于人類不合理的開發(fā)利用，中國約有90%草地處于不同退化之中[11]，尤其以西北黃土高原溫性草地退化更為嚴(yán)重。2000年以來，國家實(shí)施了各種保護(hù)草原的重大工程措施，其中封育是目前最為直接和有效修復(fù)退化草地的方法。封育不僅有利于草地植被恢復(fù)[11-15]，而且改變著草地土壤的物理結(jié)構(gòu)[16]與養(yǎng)分組成[17]。草地生態(tài)系統(tǒng)中，碳、氮循環(huán)密切相關(guān)，它們在相互作用和相互影響的過程中發(fā)生著復(fù)雜的變化[18]，研究草地碳氮循環(huán)耦合特征以及對(duì)氣候變化和人類擾動(dòng)響應(yīng)關(guān)系到人類發(fā)展和全球變化[19-20]。研究表明長期封育能夠顯著提高草地碳氮貯量，0—40 cm土壤碳固持速率相對(duì)較高[21]，土壤碳密度在封育30 a后仍呈增長態(tài)勢[22]，而且深層土壤有著巨大的碳固持[21-23]，而對(duì)于深層土壤碳氮固持及固持速率研究較少，可能會(huì)導(dǎo)致草地土壤碳氮固持量偏小和碳匯丟失等問題。

由于缺乏長時(shí)間尺度的研究/監(jiān)測數(shù)據(jù)和深層土壤空間數(shù)據(jù)信息，科學(xué)家很難準(zhǔn)確地評(píng)估長期圍封對(duì)草地碳貯量和碳固持速率的影響，對(duì)于草地碳氮生態(tài)評(píng)估很難做出無偏估計(jì)。因此，本文采用同一生態(tài)類型不同封育年限草地的空間數(shù)據(jù)代替時(shí)間序列，以放牧草地為對(duì)照，分析長期封育對(duì)溫帶典型草地深層(0—500 cm)土壤碳氮儲(chǔ)量的影響，探討不同封育階段草地土壤碳氮固持及其固持速率。

1 試驗(yàn)樣地與方法

1.1 試驗(yàn)樣地

試驗(yàn)樣地位于寧夏固原東北部45 km處的云霧山草原，處于黃土高原腹地，本區(qū)處于溫帶半干旱氣候區(qū)，具有典型的半干旱氣候特征，植被類型為典型草原。地理范圍為東經(jīng)106°21′—106°27′，北緯36°10′—36°17′，海拔1 700～2 148 m，年平均氣溫7℃，年平均降水量425 mm(1980—2014年平均值)，60%～75%的降水集中分布于7—9月，土壤類型以山地灰褐土和黑壚土為主，水資源補(bǔ)給主要來源于大氣降水。主要優(yōu)勢植物有長芒草(Stipabungeana)、大針茅(Stipagrandis)、百里香(Thymusmongolicus)、鐵桿蒿(Artemisiasacrorum)、星毛委陵菜(Potentillaacaulis)等[24]。自20世紀(jì)80年代至今，實(shí)行了數(shù)批嚴(yán)格的封山禁牧措施，具有典型的封育年限梯度。本研究在云霧山自然保護(hù)區(qū)緩沖區(qū)和核心區(qū)分別選取封育10 a和30 a樣地各3塊，在農(nóng)戶居住區(qū)選取天然放牧草地3塊，樣地信息見表1。

表1 試驗(yàn)樣地信息

注：封育年限以2014年為基準(zhǔn)，由固原市原州區(qū)草原管理站提供，封育年限會(huì)有1～2 a誤差。

1.2 野外取樣

每塊樣地間隔10 m設(shè)置一個(gè)1 m×1 m樣方(每個(gè)樣地共3個(gè)樣方)，每個(gè)樣方土壤樣品采樣深度均為0—500 cm，每個(gè)樣方中重復(fù)3次取樣，其中0—40 cm土層分0—10—20—30—40 cm共4層依次取樣，40—500 cm，每20 cm為1層，共計(jì)27層，本文采用各層數(shù)據(jù)累加計(jì)算1—40—100—200—300—400—500 cm土層SOC和STN儲(chǔ)量，將取好的樣品按層分裝在自封袋中，并用標(biāo)簽寫好樣地號(hào)，帶回實(shí)驗(yàn)室備用。其次，去除混入的凋落物和根系后，將土樣用風(fēng)干后過2 mm篩備用。最后，將每個(gè)樣地對(duì)應(yīng)土層土壤樣品混合，構(gòu)成1個(gè)土壤樣品，即不同封育年限土壤樣品重復(fù)3次，進(jìn)行土壤SOC，TN等土壤理化性質(zhì)測定。土壤容重采用根鉆(直徑6 cm)和“環(huán)刀鉆”交替使用的方式采集。SOC含量采用重鉻酸鉀容量法測量，STN采用半微量凱氏蒸餾法測量[25]。本文土層指0—40 cm，40—100 cm，100—200 cm，200—300 cm，300—400 cm和400—500 cm，不同土層深度指0—40 cm，0—100 cm，0—200 cm，0—300 cm，0—400 cm和0—500 cm。

1.3 數(shù)據(jù)分析與處理

SOC儲(chǔ)量可以根據(jù)一定土層厚度中土壤的SOC含量和土壤容重計(jì)算。通常，去除所采土壤中直徑>2 mm 的土壤顆粒后，測定土壤容重和SOC含量，然后，通過以下公式計(jì)算土壤碳儲(chǔ)量(Cs)[26]：

(1)

式中：Cs為土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量(Mg/hm2)；BD為土壤容重(g/cm3)，SOC為土壤有機(jī)碳含量(g/kg)；D為土層厚度(cm)，由于樣地土壤中幾乎無礫石，所以式中略去礫石含量參數(shù)?？傮w土壤碳氮儲(chǔ)量，將各層碳氮儲(chǔ)量累加。土壤碳固持封育后土壤碳儲(chǔ)量與放牧草地土壤碳儲(chǔ)量差值。

SOC固持速率的估算根據(jù)不同封育年限土壤SOC儲(chǔ)量的變化量(SOC固持)進(jìn)行估算。本研究把過度放牧(封育0 a)SOC儲(chǔ)量作為基準(zhǔn)值來計(jì)算封育后SOC儲(chǔ)量的變化率。首先計(jì)算封育后土壤SOC儲(chǔ)量(Mg/hm2)：

ΔCs=CXyear-C0

(2)

式中：CXyear為草地封育后各階段的土壤SOC儲(chǔ)量(Mg/hm2)；C0為初始土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量，即過度放牧草地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量(Mg/hm2)，以ΔCs為因變量，以封育年限為自變量，建立一元線性模型：

ΔCs=f(ΔAge)=y0+k×ΔAge

(3)

式中：k為土壤固定有機(jī)碳速率[Mg/(hm2·a)]；ΔAge恢復(fù)年限；y0為常數(shù)；ΔCs對(duì)ΔAge求一階導(dǎo)數(shù)，可求出k值

(4)

式中：SOC固持計(jì)算，封育10 a的SOC固持為封育10 a草地SOC儲(chǔ)量與放牧草地SOC儲(chǔ)量之差，封育10～30 a草地SOC固持為封育30 a與封育10 a草地SOC儲(chǔ)量之差，封育30草地SOC固持為封育30 a與放牧草地SOC儲(chǔ)量之差。

土壤全氮儲(chǔ)量Ns(Mg/hm2)參照公式(1)，將SOC變?yōu)橥寥繲N(g/kg)即可，土壤氮固持速率kn參照公式(2，3，4)，將Cs變?yōu)镹s(Mg/hm2)即可。采用SAS 9.1.3軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異性分析，利用Origin 9.0作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤碳儲(chǔ)量變化

試驗(yàn)表明，長期封育顯著提高了0—500 cm各土層SOC儲(chǔ)量。封育30 a草地0—40 cm土層SOC儲(chǔ)量為177.5 Mg/hm2，顯著高于封育10 a草地SOC儲(chǔ)量(p<0.05)和放牧草地SOC儲(chǔ)量(p<0.01)；封育10 a草地0—40 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量為114.2 Mg/hm2，與放牧草地土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量無差異(p>0.05)(圖1A)。在40—100 cm土層，封育30 a草地SOC儲(chǔ)量顯著高于封育10 a和放牧草地(p<0.01)，封育10 a的SOC儲(chǔ)量為100.9 Mg/hm2，放牧草地SOC儲(chǔ)量57.2 Mg/hm2(圖1B)。在100—200 cm和200—300 cm層，封育30 a草地的SOC儲(chǔ)量均顯著高于封育10 a和放牧草地(p<0.01)，而封育10 a和放牧草地有機(jī)碳儲(chǔ)量無差異(圖1C，1D)。圖1E所示，在300—400 cm土層，封育30 a草地與放牧草地SOC儲(chǔ)量無差異，而與封育10 a草地差異極其顯著(p<0.01)，封育10 a與放牧草地差異不顯著(p>0.05)。在400—500 cm土層，封育30 a草地SOC儲(chǔ)量為77.5 Mg/hm2，顯著高于封育10 a和放牧草地，封育10 a草地與放牧草地在該土層SOC儲(chǔ)量無顯著差異(圖1F)。封育30 a草地0—500 cm各土層SOC儲(chǔ)量顯著高于封育10 a土層(p<0.05)，而封育10 a草地SOC儲(chǔ)量與放牧草地并無統(tǒng)計(jì)學(xué)上的差異。

草地封育30 a后，0—100 cm，1—200 cm，0—300 cm，0—400 cm和0—500 cm草地SOC儲(chǔ)量均顯著高于封育10 a和放牧草地，但封育10 a SOC儲(chǔ)量相對(duì)于放牧草地并未顯著增加(圖2)。在0—100 cm土層中，封育30 a草地SOC儲(chǔ)量為380.0 Mg/hm2，封育10 a和放牧草地土壤碳儲(chǔ)量分別為215.1 Mg/hm2，140.1 Mg/hm2(圖2B)。在0—200 cm土壤中，封育30 a、10 a和放牧草地SOC儲(chǔ)量分別為580.2，267.3，191.3 Mg/hm2，與0—100 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量相比，封育30 a草地SOC增加了200.2 Mg/hm2，而封育10 a和放牧草地增加較小(圖2B，C)。相對(duì)于0—200 cm土層土壤機(jī)碳儲(chǔ)量，各封育年限在0—300 cm，0—400 cm和0—500 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量都有增加，但增加相對(duì)較少(圖2D，F(xiàn))。

注：大寫字母代表顯著水平為0.01，小寫字母代表顯著水平為0.05，0年代表放牧草地。下圖同。

圖1 不同封育年限草地各土層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

圖2 不同封育年限土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量

2.2 土壤氮儲(chǔ)量變化

隨著封育年限的增加，0—500 cm各層STN儲(chǔ)量都呈增加趨勢，但是，封育30 a、10 a和放牧草地STN儲(chǔ)量在0—40 cm，40—100 cm，100—200 cm，200—300 cm和400—500 cm土層均無統(tǒng)計(jì)學(xué)上的差異(p>0.05)，在300—400 cm土層封育30 a草地STN儲(chǔ)量顯著高于封育10 a和放牧草地(p<0.05)(圖3)。封育30 a、10 a和放牧草地STN儲(chǔ)量在100 cm以下土層STN儲(chǔ)量變化較小，分別約(17±1.5) Mg/hm2，(13±1.5) Mg/hm2，(12.5±1.0) Mg/hm2。

長期封育顯著提高STN儲(chǔ)量(圖4)。在0—40 cm土壤中，草地封育30 a、10 a和放牧STN儲(chǔ)量無差異(p>0.05)；封育30 a草地在0—100 cm，0—200 cm，0—300 cm，0—400 cm和0—500 cm土壤中STN儲(chǔ)量分別為(29±1) Mg/hm2，(48.9±2.8) Mg/hm2，(65.3±4.7) Mg/hm2，(83.0±5.8) Mg/hm2，(99.6±5.8) Mg/hm2，均顯著高于封育10 a和放牧草地土壤氮儲(chǔ)量(p<0.05)。封育10 a與放牧草地相比，各土層深度全氮儲(chǔ)量均無顯著變化(p>0.05)。

圖3 不同封育年限草地各土層土壤全氮儲(chǔ)量

圖4 不同封育年限土壤全氮儲(chǔ)量

2.3 土壤碳氮固持速率變化

長期封育狀態(tài)下，溫帶草地可固持大量SOC(表2)。封育10 a草地0—100 cm土層SOC持量為(75.1±6.5) Mg/hm2，平均SOC固持速率為(7.5±4.3) Mg/(hm2·a)；在0—200 cm土壤中，SOC固持量為(76.0±6.7) Mg/hm2，平均SOC固持速率為(7.6±4.5) Mg/(hm2·a)，碳固持速率最高；0—300 cm，0—400 cm和0—500 cm土壤中SOC固持及固持速率相對(duì)較低，表明放牧草地深層土壤有機(jī)碳在封育過程中充當(dāng)碳源，封育10 a后，深層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量變小。封育第10～30年期間，SOC固持及其固持速率明顯高于封育前10 a，封育10～30 a草地0—100 cm土層深度SOC固持量為(165.1±9.9) Mg/hm2，平均SOC固持速率為(8.3±0.5) Mg/(hm2·a)；隨著土層深度的增加，SOC固持與SOC固持速率都顯著增加，0—500 cm土層SOC固持與固持速率分別為(482.5±39.3) Mg/hm2，(24.1±2.0) Mg/(hm2·a)。封育30 a草地SOC固持總量0—100 cm為(240.1±44.9) Mg/hm2，僅為0—400 cm土壤碳固持的1/2，即深層土壤有巨大的碳固持潛力；封育30 a的SOC固持速率值介于封育10 a和封育10～20 a碳固持潛力，封育后SOC固持速率較高階段為封育10～30 a間，封育前10 a土壤SOC固持速率相對(duì)較低；在0—200 cm土壤中，封育30 a草地SOC固持速率為(13.0±1.1) Mg/(hm2·a)，0—500 cm土壤中SOC固持速率為(17.5±2.1) Mg/(hm2·a)。

表2 不同封育階段草地土壤有機(jī)碳固持與固持速率

研究表明，長期封育對(duì)于STN固持及固持速率有重要影響(表3)，封育10 a草地0—100 cm STN固持為(1.7±0.7) Mg/hm2，平均STN固持速率為(0.09±0.03) Mg/(hm2·a)；0—400 cm STN固持量為(4.4±2.3) Mg/hm2，平均STN固持速率為(0.22±0.26) Mg/(hm2·a)，STN固持速率最高。封育第10—30 a期間，STN固持及其固持速率明顯高于封育前10 a，0—100 cm草地STN固持量及其固持速率分別為(6.6±1.7) Mg/hm2，(0.33±0.15) Mg/(hm2·a)；隨著土層深度的增加，STN固持及其固持速率都顯著增加，0—500 cm土壤TN固持及其固持速率分別為(21.7±2.4) Mg/hm2，(1.08±0.28) Mg/(hm2·a)。封育30 a草地0—100 cm STN固持總量為(8.4±1.8) Mg/hm2，僅為0—500 cm土壤STN固持的三分之一，即深層土壤有巨大的氮固持潛力；封育30 a的STN固持速率值大于封育10 a草地，小于封育10～20 a的STN固持速率，封育后STN固持速率較高階段為封育10～30 a間，封育前10 a的STN固持速率相對(duì)較低；封育30 a草地0—200 cm 平均STN固持速率為(0.46±0.14) Mg/(hm2·a)，0—500 cm平均STN固持速率為(0.83±0.3) Mg/(hm2·a)。

表3 不同封育階段草地土壤全氮固持與固持速率

2.4 土壤碳氮比變化

土壤碳氮比隨著封育年限增加和土層深度增加逐漸變大(圖5)，封育30 a草地碳氮比值在各土層深度均大于封育10 a草地和放牧草地，0—40 cm土壤碳氮比在封育30 a、10 a和放牧草地分別為13，11，8，在0—500 cm土壤碳氮比分別為51，27，22，表明在封育過程中土壤碳固持速率大于土壤氮固持速率。封育10 a草地和放牧草地碳氮比顯著低于封育30 a草地(p<0.01)，從而印證了封育10～30 a土壤有機(jī)碳固持速率明顯高于全氮固持速率(表2，3)。隨著土層深度的增加，深層土壤碳氮比值逐漸降低(圖6)，100—200 cm土層土壤碳氮比在封育30 a、10 a和放牧草地分別為10，3，3.5,土層深度大于100 cm各土層放牧草地碳氮比大于封育10 a草地，而小于封育30 a草地。300—500 cm土壤碳氮比在各封育年限和放牧草地基本相同，約為3。

圖5 不同封育年限草地不同深度土壤碳氮比

圖6 不同封育年限草地不同土層土壤碳氮比

3 結(jié)論與討論

研究表明在0—100 cm土層，封育30 a草地SOC和STN儲(chǔ)量最高分別為380 Mg/hm2，28 Mg/hm2(圖1和圖3)，100 cm以下土層具有較大碳氮固持潛力，尤其以100—200 cm和200—300 cm土壤SOC和STN儲(chǔ)量較大，分別為200，20，113，16.5 Mg/hm2，因此，長期封育SOC和STN積累不僅發(fā)生在表層，深層SOC和STN積累數(shù)量可觀，此觀點(diǎn)與已有研究相吻合[27-29]。同時(shí)封育10 a草地各土層SOC和STN量與放牧草地差異不顯著，而與封育30 a各土層SOC和STN儲(chǔ)量差異極其顯著，說明封育對(duì)于草地碳氮積累發(fā)生在封育第10～30年時(shí)間段，而封育前10 a土壤碳氮積累相對(duì)較少。圖2和圖4可以看出，封育10 a和放牧草地不同深度土壤碳、氮儲(chǔ)量均無統(tǒng)計(jì)學(xué)差異，而與封育30 a不同深度土壤碳氮儲(chǔ)量差異顯著。所以，封育草地土壤碳氮積累主要發(fā)生在10～30 a間，而且發(fā)生在0—500 cm的土層。

從草地碳氮固持與固持速率來看，整體規(guī)律是封育10～30 a碳氮固持與固持速率均高于封育10 a草地(表2—3)。在我國黃土高原區(qū)2000年以來實(shí)施了退耕還林還草措施，其中封育是一個(gè)重要的工程措施，在寧夏固原市云霧山保護(hù)區(qū)試驗(yàn)區(qū)及農(nóng)戶居住區(qū)，封育草地大部分始于2003年，封育年限為10 a左右，雖然植被蓋度有一定的提高(表1)，但是土壤碳氮積累并未顯著提升。而在云霧山自然保護(hù)區(qū)核心區(qū)封育始于20世紀(jì)80年代，碳氮固持及固持速率顯著增加，研究表明云霧山草封育15 a后植被碳儲(chǔ)量為15.56 Mg/hm2，根系碳密度所占平均比例達(dá)到82.56%，是封育30 a來最高點(diǎn)，封育15 a后植被碳儲(chǔ)量下降，而土壤碳儲(chǔ)量增加[22],同時(shí)根據(jù)中國科學(xué)院內(nèi)蒙古草原生態(tài)系統(tǒng)定位試驗(yàn)可知，封育15～20 a植物根系碳儲(chǔ)量降低，而土壤碳儲(chǔ)量升高[21]，因此，有機(jī)碳可能是在封育15 a后從植被碳庫流向土壤碳庫，從而增加土壤有機(jī)碳固持和固持速率。但是，由于本研究缺少封育20 a草地?cái)?shù)據(jù)，所以很難確定10～30 a封育草地碳氮固持及固持速率的變化趨勢具體時(shí)間點(diǎn)。

土壤有機(jī)碳氮含量的比值(C/N)是表征土壤質(zhì)量變化的重要指標(biāo)[30]，研究表明土壤碳氮比較低，利于微生物分解有機(jī)質(zhì)，促進(jìn)土壤中有效氮的增加；反之，碳氮比較高，則會(huì)出現(xiàn)微生物分解有機(jī)質(zhì)受限，不利于植物的生長及NPP的增加[30]，何念鵬等[21]研究表明內(nèi)蒙古草原封育21～30 a土壤0—100 cm碳氮比值為10～32.1，與本研究結(jié)果基本相似，研究發(fā)現(xiàn)封育30 a的0—100 cm土壤碳氮比值為27，各層土壤碳氮比值封育30 a均大于封育10 a和放牧草地。通常草地植被生物量與土壤碳呈密切正相關(guān)，碳氮比提高不利于草地植物初級(jí)生產(chǎn)力的提升[31]，隨著生態(tài)系統(tǒng)的發(fā)育(或恢復(fù))進(jìn)程，其碳固持能力(或速率)會(huì)逐漸下降，并最終達(dá)到一個(gè)相對(duì)平衡狀態(tài)[32-35]，以內(nèi)蒙古羊草草地為例，經(jīng)過27 a圍封后，草地生態(tài)系統(tǒng)處于弱碳源—弱碳匯相互轉(zhuǎn)換的狀態(tài)[36]。因此，黃土高原溫帶草地在更長時(shí)間尺度上，圍封是否還能進(jìn)一步提高溫帶草地碳貯量，是否可以進(jìn)行適當(dāng)放牧對(duì)封育草地進(jìn)行中度干擾，仍有待進(jìn)一步深入研究。

由于缺乏圍封處理前草地碳氮儲(chǔ)量的本底數(shù)據(jù)，可能會(huì)增加長期封育草地碳固持及固持速率評(píng)估的不確定性。但是，通過調(diào)查得知草地封育前處于自由放牧狀態(tài)，因此假設(shè)中度自由放牧對(duì)草地碳氮固持影響較小為前提，認(rèn)為過去30 a自由放牧對(duì)溫帶草地碳氮貯量的影響較小，從而以放牧草地為草地封育前本底數(shù)據(jù)，進(jìn)行試驗(yàn)分析，試驗(yàn)分析結(jié)果具有一定的可靠性。

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Dynamics of Carbon Storage and Its Sequestration Rate in Deeper Soil Layers Following Long-term Fenced Grasslands

LI Jianping1, CHEN Jing1, XIE Yingzhong1,2, XI Jie3

(1.SchoolofAgriculture,NingxiaUniversity,Yinchuan, 750021,China; 2.BreedingBaseofStateKeyLaboratoryforPreventingLandDegradationandEcologicalRestoration,NingxiaUniversity,Yinchuan750021,China; 3.WorkstationofGrasslandinGuyuan,Guyuan756000,China)

In order to measure soil carbon and nitrogen storages and their sequestration rates in long-term fenced grasslands, different period fenced grasslands in variety location stand for sequential vegetation restoration in Guyuan Yunwushan of the Loess Plateau were selected. The results showed that soil organic carbon(SOC) storage in each soil layers of 0—500 cm soil depth, in 30 years of fenced grassland is significantly higher than in 10 years of fenced grassland and grazing grassland, but there was no significant difference of SOC storage in each soil layer between 10 years of fenced grassland and grazing grassland; there were also no significant difference of soil total nitrogen (STN) storage in different soil layers between 30 years of fenced grassland and 10 years of fenced grassland and grazing grassland, while STN storage in the 30 years of fenced grassland was significantly higher than 10 years of fenced grassland and grazing grassland; meanwhile, during the 30 years of enclosure, the SOC and STN sequestration accumulated dramatically between the 10thyear and the 30thyear, the values were (482.5±39.3) Mg/hm2and (27.7±2.4) Mg/hm2, respectively, but during the first 10 years of fenced grassland, the amounts of SOC and STN sequestration were very small, which were (42.8±6) Mg/hm2and (3.4±2.1) Mg/hm2, respectively; SOC and STN sequestration in 0—500 cm soil depth after 30 years of enclosure of was (525.3±62.0) Mg/hm2and (25.0±3.0) Mg/hm2, respectively, SOC and STN sequestration rates in 0—500 cm soil depth were (17.5±2.1) Mg/(hm2·a) and (0.83±0.3) Mg/(hm2·a); C/N ratio had decreased with increase of soil depth, but it had increased with increase of fencing duration. This study demonstrated that deeper soil layers in fenced grassland have great potential for carbon sequestration, the SOC and STN accumulated mainly happened between the 10thand 30thyears of enclosure, so, the more attention should be paid to fencing period scales and carbon and nitrogen storage in deeper soil layer in order to achieve unbiased estimate of carbon and nitrogen storage in ecological assessment.

SOC storage; SOC sequestration; rate of C sequestration; C/N ratio; fenced grassland

2016-05-07

2016-05-17

寧夏自然科學(xué)基金“黃土高原草地深層土壤有機(jī)碳、全氮固持動(dòng)態(tài)對(duì)封育的響應(yīng)”(NZ15049)

李建平(1982—),男,陜西人延安人,博士后,主要從事草地生態(tài)和模型構(gòu)建研究。E-mail:lijianpingsas@163.com

S153.6

A

1005-3409(2016)06-0001-08