雒 瓊，王玉剛，鄧彩云，牛子儒，李 彥

?

不同農(nóng)業(yè)土地利用年限干旱區(qū)土壤剖面碳存儲動態(tài)變化

雒 瓊1,2,3，王玉剛1,2※，鄧彩云1,2,3，牛子儒1,2,3，李 彥1,2

（1. 中國科學院新疆生態(tài)與地理研究所，荒漠與綠洲生態(tài)國家重點實驗室，烏魯木齊 830011； 2. 中國科學院阜康荒漠生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測站，阜康 831505；3. 中國科學院大學，北京 100049）

干旱區(qū)農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用對土壤碳庫的源匯效應(yīng)一直存有爭議，為研究該過程對土壤剖面碳存儲作用，該文以新疆三工河流域阜北農(nóng)場不同土地開發(fā)利用時段的農(nóng)田為研究對象，對比分析近50 a 0～200 cm土壤剖面有機碳和無機碳分布格局及其變化。結(jié)果表明：土壤碳含量隨利用年限增加而增大，但有機碳與無機碳變化趨勢相反；長期的農(nóng)業(yè)土地利用顯著影響0～80 cm土壤碳的分布，其變異性在80～100 cm有明顯的突變現(xiàn)象，即變異系數(shù)均減小40%以上；無機碳與有機碳的比例隨土層深度和利用年限增加，變化率從荒地的0.028到50 a的0.088（<0.01），增幅達2.14倍；隨土地利用年限，有機碳和無機碳的碳儲效應(yīng)在土層間與時間尺度上不同，但剖面土壤碳密度為典型的碳匯進程。研究可為干旱區(qū)農(nóng)業(yè)土地開發(fā)提供依據(jù)。

土地利用；土壤；有機碳；無機碳；碳聚積；變異性

0 引 言

溫室氣體排放的增加被認為是氣候變暖的主要原因,這使得碳循環(huán)研究成為目前重要的研究方向之一[1]。土壤碳庫作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最大的碳庫，同時也是與人類活動聯(lián)系最緊密的一個碳庫，其微小的變化都將對大氣CO2的濃度有著深刻的影響[2]。因此，增加土壤碳匯已經(jīng)被認為是換取工業(yè)CO2減排的有效途徑之一[3-4]。隨著人類活動對自然資源利用的逐步加劇，土地開發(fā)利用成為了一個顯著的事實[5]，土地利用方式的改變不僅改變了地表景觀，同時也改變了物質(zhì)的匯集過程，通常這種變化通過改變生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能來影響碳循環(huán)過程，同時也隨著時間的推移不斷影響著土壤碳分布和碳儲格局[6-7]。

在全球碳循環(huán)研究中，干旱區(qū)農(nóng)業(yè)土地利用對土壤碳庫的源匯效應(yīng)一直存有爭議。在農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用對土壤碳儲作用方面的研究，時間尺度上，由于長期定點、定位監(jiān)測通常受制于作物類型、種植方式和管理措施等多個要素，以往的研究多集中在年內(nèi)生長季節(jié)和年際間較小的尺度[8]或更長的地質(zhì)時期的千年時間尺度，而對于近50 a的時序性研究相對較少；土壤剖面上，多選擇表層0～20 cm或1 m的剖面深度[9-10]，并且探討的是不同土地利用類型對土壤碳儲的影響，缺乏剖面層次間的特征分析。對于農(nóng)田土壤，尤其是在干旱區(qū)，土壤背景具有鹽堿性，為了防止土壤鹽漬化的發(fā)生，以往農(nóng)業(yè)灌溉的潤濕深度通常接近或超過1 m范圍。農(nóng)業(yè)灌溉作用的加強帶動了碳向下層的運輸，顯然這種作用顯著增強了深層土壤碳儲。因此，以往用1 m土層厚度來評估區(qū)域土壤剖面碳儲其結(jié)果具有顯著的低估作用[11-12]。由于土壤具有一定的空間異質(zhì)性，不同土地利用方式會影響生態(tài)系統(tǒng)的碳儲量[13]，同一土地利用類型對于生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)的作用也可能不同[14]。顯然，綜合考慮時間尺度和土層厚度，將有助于準確評估農(nóng)業(yè)土地利用對土壤碳庫的影響。

近50 a以來，西北干旱區(qū)以犧牲荒漠植被為代價所開展的大規(guī)模土地開發(fā)，通過耕作、施肥和灌溉等措施，使原有的荒漠植被逐步被綠洲農(nóng)田所替代，這必然改變土壤剖面的碳儲格局。新疆位于中國西北地區(qū)，是中國最大的干旱區(qū)。隨著人口和經(jīng)濟的迅猛增長，自20世紀60年代開始, 新疆大面積土地被開墾，農(nóng)田面積顯著增加[15]。本文以具有典型代表性干旱區(qū)農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用過程的新疆三工河流域阜北農(nóng)場為研究對象，通過對荒地和不同利用年限的農(nóng)田調(diào)查取樣，分析不同土地利用年限0～2 m土壤剖面的碳分布格局和土壤理化性質(zhì)，研究近50 a農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用進程中于土壤碳存儲的動態(tài)變化，以期深入了解干旱區(qū)農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用對碳吸收和儲量的影響機制，并為后備的土地開發(fā)利用和生態(tài)建設(shè)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于準噶爾盆地南緣，毗鄰新疆博格達峰北麓，三工河流域的沖、洪積平原上，地理位置為87°49′E～88°16′E，43°50′N～44°22′N。該區(qū)氣候?qū)儆诟珊荡箨懶詺夂?，降水量少，蒸發(fā)量大，夏季炎熱干燥，冬季嚴寒。年均氣溫為6.6 ℃，最高氣溫42.3 ℃，最低氣溫-41.5 ℃，多年平均降水約為163 mm，多年平均潛在水面蒸發(fā)量約為900 mm。三工河流域地勢南高北低，由東南向西北傾斜，海拔430～710 m。其中，流域平原區(qū)面積為942 km2，綠洲區(qū)面積為700 km2。

研究區(qū)阜北農(nóng)場地處流域的末端（圖1），建立于1959年，面積約180 km2，至今區(qū)域土地利用已超過50 a，行政區(qū)劃屬于新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團222團。區(qū)域內(nèi)主要有潮土、灰漠土、鹽土3種土壤類型。在20世紀90年代以前，以小麥和玉米糧食作物為主，此后主要以小麥和棉花為主，作物結(jié)構(gòu)調(diào)整主要依據(jù)新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)區(qū)劃。土地耕作的方式為春季種植，秋季翻耕。由于地處古爾班通古特沙漠南緣，土壤相對比較貧瘠。農(nóng)田種植過程中，農(nóng)業(yè)肥料主要以施用化肥為主。由于受水源條件的限制，農(nóng)業(yè)灌溉自2012年以后，由原有的溝、漫灌方式，變?yōu)楦鼮楣?jié)水的滴灌。目前流域內(nèi)耕種面積較大的農(nóng)作物有棉花、小麥、玉米、打瓜，生長季為5—10月，灌溉方式多采用滴灌，耕作為機耕。原始荒地中的植被主要為琵琶柴（）、梭梭（）、駱駝刺（）以及眾多短命植物。

圖1 阜北農(nóng)場研究區(qū)位置及采樣點位置

1.2 試驗設(shè)計

研究區(qū)域土地的開發(fā)利用均有詳細的背景記載，并且采用較為統(tǒng)一的集約化管理模式，因此農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用的時間具有梯度性和可比性。研究開始于2015年4月，期間查詢兵團222團部土地管理部門條田資料并進行實地走訪，結(jié)合20世紀70年代以來不同時段的圖片確定阜北農(nóng)場的土地利用歷史。通過調(diào)查篩選，采樣點土壤類型相同，均為灰漠土，土地利用類型均為農(nóng)業(yè)土地。研究選取土地利用歷史分別為1、5、15、30和50 a的代表性土地以及與樣地土壤類型相同、位置相近、受人為干擾較少的荒地作為參照土地。

1.3 土樣采集和測定分析

由于農(nóng)業(yè)土壤受年際耕作、施肥和管理等影響較大，為避免再次耕作帶來的誤差，土壤樣品采集在2015年農(nóng)業(yè)耕作前（4月20日）完成。分別在不同土地利用年限的農(nóng)田中隨機選取5塊樣地，設(shè)置10 m′10 m的樣方，按照“Z”型曲線，隨機選取5個點，利用GPS定位后，用土鉆以20 cm為間隔分層取樣，深度為200 cm。將采集好的土壤帶回實驗室，去除雜物，放置在陰涼的通風室自然風干后充分研磨、過2 mm篩保存?zhèn)溆谩?/p>

分析方法：參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[16]，土壤無機碳采用氣量法測定，該方法主要依據(jù)土壤中的碳酸鹽與鹽酸作用產(chǎn)生的氣候體積，根據(jù)二氧化碳在一定溫度和氣壓下的密度，計算得到二氧化碳的質(zhì)量；土壤有機碳采用重鉻酸鉀容量法–外加熱法測定；pH值和電導率采用pH計（雷磁PHS-3C，上海儀電科學儀器股份有限公司）和電導儀（雷磁DDB-303A，上海儀電科學儀器股份有限公司，）分別測定5:1水土的浸提液，根據(jù)經(jīng)驗公式[17]換算確定土壤含鹽量。土壤容重采用環(huán)刀法（100 cm3）采集，深度間隔為20 cm，置于烘箱烘干 （105 ℃，24 h）測定?？偺迹╰otal carbon，TC）為有機碳（soil organic carbon ，SOC）和無機碳（soil inorganic carbon，SIC）之和。無機及有機碳密度[18-19]、鹽分分別為

式中SICD為土壤無機碳密度，kg/m2；SOCD為土壤有機碳密度，kg/m2；為土層數(shù)目；SIC為第層土壤無機碳含量，g/kg；D為第層土壤容重，g/cm3；H為第層土層厚度，cm；為土壤鹽分含量，g/kg；EC1:5為土水為1∶5的土壤浸提液電導率，mS/cm?；谕寥婪謱犹卣鳎芯考性诒韺?～20 cm及中層>20～100 cm以及深層>100～200 cm進行土樣分析。

采用Excel軟件對數(shù)據(jù)進行整理和計算，SPSS19.0和SAS 9.2進行統(tǒng)計分析，Origin 2016繪制圖形。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用年限土壤剖面碳分布及其變異性

不同土地利用年限土壤TC分布如圖2所示。

由圖2可得知，TC含量在0～200 cm剖面上總體而言隨深度增加具有明顯的增加趨勢，而且TC隨著土地利用年限的增加而不斷增大，TC質(zhì)量分數(shù)由荒地的12.18 g/kg到50 a的16.58 g/kg，在剖面上最高達到22.64 g/kg。SIC含量在各剖面均顯著表現(xiàn)為上層少下層多的特征，隨著土地利用年限的增加，表層0～20 cm SIC呈現(xiàn)增加-減少的趨勢，在30 a時達到最大值7.10 g/kg；深層>100～ 200 cm土壤中各土壤剖面（除5 a）上SIC質(zhì)量分數(shù)隨著土壤深度的增加表現(xiàn)為逐漸增加的趨勢，最大值為 20.96 g/kg。SOC在剖面上呈現(xiàn)與土壤無機碳大體相反的趨勢，隨深度增加而減少，其中最大值出現(xiàn)在表層為 9.51 g/kg，最小值出現(xiàn)在深層為1.46 g/kg，并且表層SOC隨著土地利用年限的增加表現(xiàn)為逐漸增大的趨勢。

圖2 不同土地利用年限土壤碳含量分布

對剖面土壤碳含量進行變異性分析，如圖3示。在剖面上，土壤碳含量的變異性在80～100 cm有明顯的突變，即變異系數(shù)（coefficient of variation，CV）均減小40%以上，并且有機碳CV均值大于無機碳CV，表明有機碳的變異性要強于無機碳。在0～60 cm范圍內(nèi)SIC、SOC和TC都出現(xiàn)逐漸增大的趨勢，SOC在40～60 cm深度時達到最大值51%；深度在80 cm以下CV迅速下降并且呈現(xiàn)“S”型變化趨勢，整體數(shù)值小于35%，屬于弱變異和中等強度變異（當CV<10%為弱變異，10%≤CV<100%時為中等變異，當CV≥100%時為強變異[20]），表明長期的農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用顯著影響0～80 cm土壤碳的剖面分布。近50 a來，隨土地開發(fā)利用時間的增加，SIC和TC的CV變化趨勢相同，而與SOC的CV變化趨勢相反，即TC和SIC變異性呈現(xiàn)減小-增加的趨勢，在15 a時TC的變異系數(shù)達到最小值12%，隨后趨于增強，而有機碳則呈現(xiàn)增加-減小特征，在30 a時達到最大值74%，隨后趨于減弱（圖3 b）

Note： *，P<0.05; **，P<0.01; Same as below.

2.2 不同土地利用年限土壤無機碳與有機碳的關(guān)系

0～100 cm剖面上SIC/SOC比值各剖面大體均表現(xiàn)為隨深度增加而增加的趨勢，且增加幅度較?。▓D4 a）。隨著土地利用年限的增加，SIC/SOC的比值在該區(qū)域剖面上逐漸減小，其中在1 a深度為80～100 cm時SIC/SOC值為3.78，大于50 a時相同深度為1.18，是后者的3倍以上；在>100～200 cm剖面上（除5 a），各剖面SIC/SOC均表現(xiàn)為增加趨勢，并且隨著土地利用年限的增加，增加趨勢逐漸變大，其中50 a時140～160 cm土層的SIC/SOC值為11.94，幾乎是荒地相同深度的SIC/SOC比3.16的4倍。對不同土地利用年限剖面上的SIC/SOC進行線性回歸得到各土地利用年限擬合曲線（R在[0.73～0.90]之間，<0.05）的斜率，代表剖面比值的變化率。其斜率隨土地年限的變化如圖4b所示，隨著土地利用年限增加，剖面SIC/SOC變化率在逐漸增大，從荒地的變化率0.028到50 a的0.088，增加2.14倍（<0.01），說明近50 a的農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用進程中，隨著農(nóng)業(yè)土地利用時間的增加，無機碳比例增大，表明在干旱區(qū)長期的農(nóng)業(yè)土地利用進程中非生物過程顯著增強。

2.3 不同土地利用年限土壤碳密度變化

由表1所示，剖面上SICD隨著深度增加而不斷增大，主要集中>100～200 cm，并且隨著土地利用年限的增加，無機碳密度逐漸增加，在深層>100～200 cm中，無機碳密度從土地利用1 a的19.09 kg/m2到50 a的38.37 kg/m2，增長幅度為107%（<0.05）；有機碳主要儲存在0～100 cm的土壤表層和中層，在近50 a的研究范圍中，有機碳密度在0～20 cm范圍內(nèi)從荒地的1.35 kg/m2到30 a的2.26 kg/m2，碳密度增加了0.91 kg/m2，在深層>100～ 200 cm有機碳密度明顯下降。隨著土地利用年限的增加，0～20 cm的總碳密度比例（碳密度比指各土層總碳密度與0～200 cm土層總碳密度之百分比）出現(xiàn)增加-減小的變化，到50 a達到最小值3.86%；與之相反，>100～ 200 cm的碳密度比例呈現(xiàn)減少-增加的趨勢，并且始終大于56%，在50 a時達到了81.09%。

圖4 土壤無機有機碳比值及其變化率隨土地利用年限的變化

表1 不同土地利用年限各土層土壤無機碳密度（SICD）、有機碳密度（SOCD）和總碳密度比（TCD）

注：同列不同字母表明不同土地利用年限顯著差異 (< 0.05)。

Note: Different letters show significant difference (<0.05) among land use years.

以荒地剖面碳密度為對照，由各土地利用年限碳密度減去荒地剖面碳密度即為土壤碳聚集量，如圖5示。在>20～100 cm土壤碳聚集量出現(xiàn)先正后負的變化，在15 a時達到最大值7.21 kg/m2；在深層100～200 cm，碳聚集量表現(xiàn)為先負后正，從1 a的聚集量為-3.02 kg/m2逐漸增加到50 a的16.53 kg/m2，聚集量為1 a的6.5倍（<0.001）。剖面上的碳聚集量隨年限增加而增大，從1 a的0.97 kg/m2到50 a的13.95 kg/m2，表現(xiàn)出明顯的增加趨勢（圖5，<0.01）。通過0～200 cm土層不同時段碳聚積量的數(shù)值擬合，表明在40 a時碳聚集量達到最高水平14.89 kg/m2，屬于典型的農(nóng)業(yè)碳匯過程。

圖5 不同土地利用年限下剖面碳聚集量變化

2.4 土壤碳含量與鹽分的關(guān)系

隨著土地利用年限的增加，鹽分在各剖面呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢，含量均值到50 a時為1.58 g/kg，相比荒地減少了655%（0.001）。對各剖面鹽分含量均值做擬合曲線得到指數(shù)方程，由此得到土地利用年限與鹽分為明顯的相關(guān)性，并且隨著土地利用年限的增加，鹽分減小的幅度不斷降低（圖6 a）。通過鹽分與碳含量的線性擬合（圖6b～圖6d）得出，鹽分與SIC和TC呈現(xiàn)顯著的負相關(guān)的關(guān)系（<0.05），而與SOC無顯著相關(guān)性（>0.05），說明土壤鹽堿程度與SIC的含量有一定關(guān)系。

圖6 不同土地利用年限的鹽分含量及其與碳含量間的關(guān)系

3 討 論

3.1 農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用對剖面碳含量和碳儲量的影響

耕作、施肥和灌溉是農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用的主要方式，在一定程度上會影響碳儲在層次上的聚積。在該研究50 a范圍中，這3種方式在不斷改變著土壤剖面碳的分布和碳儲量：1）翻耕是新疆農(nóng)田土地的重要管理措施，通過翻耕可以使表層土壤避免結(jié)塊，增加有機碳的礦化速率[21]。在剖面0～60 cm范圍內(nèi)，SIC和SOC的變異系數(shù)均呈現(xiàn)不斷增加的趨勢，且在60～80 cm深度都達到了最大值，而在80 cm以下迅速降低至弱變異范圍，變異系數(shù)減小達40%，這說明農(nóng)業(yè)土地利用主要引起0～80 cm土壤的碳含量變異，這與農(nóng)業(yè)耕作模式基本相同。2）施肥主要是通過提高農(nóng)作物生物產(chǎn)量，增加植物殘渣和根的輸入以及影響土壤微生物的數(shù)量和活性，進而影響SOC的生物降解過程這2個方面引起SOC含量的變化[22]。在研究中，在各剖面SOC均表現(xiàn)為最大值出現(xiàn)在表層，并且隨著土地利用年限增加而增大的趨勢，這表明施肥增加了土壤中有機物的含量，進而通過耕作優(yōu)化了土壤結(jié)構(gòu)使其更好的形成土壤團聚體，而好的土壤結(jié)構(gòu)會使得更多的SOC出現(xiàn)[23]。Li等[24]通過研究長期施肥對綠洲農(nóng)田土壤SOC的影響也證實了這一結(jié)論。3）灌溉是干旱區(qū)鹽堿土改良必不可少的手段，通過這一手段將土壤中的可溶性鹽不斷向下層輸送。研究得到結(jié)論，在土地利用過程中土壤表層和部分中層SIC含量不斷下降，而深層SIC含量逐漸增加（圖2），其原因一方面是由于溶于水中的無機碳隨重力向土壤深層運動并且不斷積累，另一方面可能是由于灌溉水中含有大量的鈉離子，而增加鈉離子的含量會使得HCO3-和CO32-的活性不斷增加[21]，因此土壤無機碳密度和土壤碳密度都隨著土地利用年限的延長而不斷增加（圖5），這一結(jié)論和Wu等[25]的結(jié)論相同。

此外，土壤類型和作物種植類型的差異也會引起土壤碳密度的不同。陳沖等[13]對沖積平原區(qū)碳密度的研究中，證實了不同土壤類型的碳密度存在明顯不同，并且Zhang等[26]認為土壤質(zhì)地對土壤碳密度的影響也存在差異。另外，Zanatta等[27]通過對比不同作物類型對土壤有機碳密度變化的影響表明，不同作物的土壤有機碳密度變化有顯著差異，這在Xu等[28]關(guān)于中國農(nóng)田耕層土壤有機碳的研究中也得到了相同結(jié)論。然而，本研究中選取的是具有相同背景土壤類型的樣地，并且研究區(qū)為集約化農(nóng)業(yè)管理的新疆建設(shè)生產(chǎn)兵團，其農(nóng)業(yè)作物類型為統(tǒng)一的集約化管理模式。因此，本研究工作的背景基礎(chǔ)在時間上具有梯度性，并且由此量化的剖面土壤碳密度也具有可比性。

通過以上方式的綜合作用，土壤剖面的碳儲效應(yīng)發(fā)生變化（圖5）。Pan等[29]通過對江蘇省表層有機碳儲量的研究顯示在1950—1970年表層有機碳儲呈現(xiàn)下降趨勢，是碳流失過程，而在之后表現(xiàn)出持續(xù)上升的趨勢，即碳聚積過程；而在李晨華等[30]的研究中，通過對開墾前后碳儲量的比較，在表層有機碳儲減少了27%，而在20～250 cm儲量卻明顯增加。這些差異產(chǎn)生的原因就在于研究選擇年限和深度的不同，使碳源/匯作用的結(jié)果發(fā)生了改變。在近50 a的研究范圍中，有機碳密度在0～ 20 cm范圍內(nèi)從荒地的1.35 kg/m2到30 a的2.26 kg/m2，碳密度增加了0.91 kg/m2，屬于碳匯效應(yīng)；而在50 a時相比于荒地表層有機碳密度卻減少了0.03 kg/m2，是碳源效應(yīng)。體現(xiàn)在深度上，50 a時0～100 cm的碳密度減少了2.44 kg/m2，是碳源效應(yīng)，在100～200 cm范圍內(nèi)碳密度增加了16.52 kg/m2，屬于碳匯效應(yīng)。整體表現(xiàn)在0～200 cm剖面、50 a的時間序列內(nèi)，土壤碳密度增加了13.95 kg/m2，以此換算，土壤剖面的碳儲平均每年的增加量為280～974 g/(m2·a)，Baker等[31]的研究也說明了在評價土壤匯源效應(yīng)時應(yīng)考慮土壤深層或整個土層。顯然，根據(jù)以上結(jié)論，在考慮足夠深度和足夠的時間序列時，干旱區(qū)長期的農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用進程是一個明顯的碳匯過程。

3.2 剖面SOC與SIC之間的關(guān)系

在該研究中，隨著土壤深度的增加SIC含量呈現(xiàn)不斷增大的趨勢，而SOC含量的趨勢與之相反，呈現(xiàn)不斷減小的趨勢（圖2）。隨著土壤剖面深度的增加，SIC/SOC不斷增大，并且隨著土地利用年限的增加，剖面比值的變化率也不斷增大（圖4），這表明隨著剖面深度的增加和土地利用年限的增長，農(nóng)業(yè)土地利用進程中土壤無機過程即土壤非生物作用在增強，而有機過程即生物過程則減弱[32]。由此，在剖面上SIC與SOC呈現(xiàn)負相關(guān)的關(guān)系，這與黃斌等[33]的結(jié)論相同。解懷亮等[34]通過研究灌溉淋溶對土壤無機碳和有機碳的分布影響，也得出了土壤有機碳和土壤無機碳呈顯著負相關(guān)的結(jié)論。這一現(xiàn)象出現(xiàn)的原因可能是由于在耕作、灌溉等過程中大氣中的CO2溶于水中使得土壤中CO2濃度和土壤含水率容易發(fā)生較大變化，土壤中SOC分解，而分解產(chǎn)生的一部分CO2溶于水生成重碳酸根，當與鈣離子結(jié)合時最終轉(zhuǎn)化成沉積型碳酸鹽，這一過程形成土壤內(nèi)部的“SOC—CO2— SIC”微碳循環(huán)系統(tǒng)[2]。但是也有一部分研究的結(jié)論與上述結(jié)論相反，Wang等[35]在新疆和甘肅關(guān)于農(nóng)田土壤碳的研究表示土壤無機碳和有機碳呈現(xiàn)正相關(guān)的關(guān)系，這一點在Guo等[19]的結(jié)論中也得到了認可，而這一矛盾結(jié)果出現(xiàn)的原因可能是由于不同的氣候條件和土壤性質(zhì)使碳酸鹽的形成發(fā)生逆向反應(yīng)，從而影響了土壤碳的運輸和累積過程。

3.3 鹽分與土壤碳含量的關(guān)系

鹽堿性是干旱區(qū)土地的普遍屬性，在農(nóng)業(yè)開發(fā)利用的過程中，通過灌溉控制土壤的鹽分是保證農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的必要手段。在研究中已得到結(jié)論，在整個剖面上，隨著土地利用年限的增加，鹽分的含量相對減少（圖6 a，<0.05）。周麗等[36]通過對三工河流域不同土地利用歷史的土壤鹽分進行研究得到了相同的結(jié)論。另外在研究中通過對鹽分與碳含量的擬合曲線（圖6）得到鹽分分別與TC和SIC之間呈現(xiàn)負相關(guān)的關(guān)系（< 0.05），而與SOC無明顯相關(guān)性（>0.05），Zhao等[37]通過研究鹽分對0～30 cm碳含量和儲量的影響也得到了相同的結(jié)論，這一方面可能由于鹽分含量降低對于SIC中主要成分CaCO3形成過程中的鹽離子的抑制作用減??；另一方面，Setia 等[38]在研究中得到了鹽分和有機物質(zhì)的分解速率有著明顯的負相關(guān)關(guān)系，這主要是由于鹽分含量降低對土壤中的植物和微生物的呼吸、消化分解等過程的鹽毒害作用減少，從而增加了土壤生物的活動，提高了土壤中有機物向無機物的轉(zhuǎn)化過程，從而使SIC含量升高。但貢璐等[39]通過對塔里木盆地南緣典型綠洲SOC和SIC的環(huán)境因子進行冗余分析，得到了鹽分與SIC呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，就這一現(xiàn)象目前沒有明確的解釋。但有研究表明[40]，干旱區(qū)土壤可能通過非生物作用固定大部分無機碳。與金雯暉等[41]通過研究0～30 cm土層得到的鹽分與SOC負相關(guān)結(jié)論不同，本文得到鹽分與SOC無顯著相關(guān)性（>0.05），這一現(xiàn)象出現(xiàn)的可能是由于研究剖面深度不同，在0～200 cm的范圍中，SOC在各層的主要影響因子都不相同，而綜合反映在整個剖面上就表現(xiàn)為鹽分與SOC無明顯相關(guān)性。

4 結(jié) 論

1）在干旱區(qū)長期農(nóng)業(yè)土地利用進程中，土壤碳含量隨土地利用年限的延長而不斷增加。土壤無機碳含量和有機碳含量隨深度有著相反的變化趨勢，最大值分別出現(xiàn)在深層的20.96 g/kg和表層的9.51 g/kg。

2）土壤碳含量的變異系數(shù)在剖面上有明顯的分層現(xiàn)象，在0～60 cm土壤碳變異系數(shù)逐漸增大至中等強度變異，在80 cm以下迅速降低40%以上，并且呈現(xiàn)“S”型分布，表明干旱區(qū)人類活動對土壤碳分布影響效果顯著，并且隨土地利用時間的延長，無機碳的變異性趨于增強，而有機碳趨于減弱。

3）SIC/SOC隨剖面深度不斷增加，且隨土地利用年限的延長，剖面SIC/SOC變化率從荒地的0.028到50 a的0.088（<0.01），說明干旱區(qū)SIC的比例隨深度和年限逐漸加大，無機作用即非生物作用隨年限逐漸增強。

4）在干旱區(qū)近50 a農(nóng)業(yè)土地開發(fā)利用進程中，剖面土壤碳儲顯著增加，土壤無機碳儲和有機碳儲主要分別集中在>100～200和0～100 cm，但在層次上不同時段的碳源/匯特征卻不同，因此不能分割層次間和時間尺度上的碳儲效應(yīng)。

從碳循環(huán)角度來看，干旱區(qū)長期的農(nóng)業(yè)土地利用過程為明顯的碳匯過程，但是短期的農(nóng)業(yè)土地利用（小于5 a）過程卻沒有顯著的碳匯效應(yīng)，因此短時間內(nèi)大面積的農(nóng)業(yè)土地開發(fā)并不是增加農(nóng)業(yè)碳匯的最好措施。建議控制農(nóng)業(yè)土地開發(fā)面積以及避免選擇在長期農(nóng)業(yè)土地上進行退耕還林，以期能夠在此研究基礎(chǔ)上，進一步增大研究的時間尺度，為干旱區(qū)農(nóng)業(yè)碳匯提供指導。

[1] Reichstein M, Bahn M, Ciais P, et al. Climate extremes and the carbon cycle[J]. Nature, 2013, 500: 287－295.

[2] 潘根興. 中國干旱性地區(qū)土壤發(fā)生性碳酸鹽及其在陸地系統(tǒng)碳轉(zhuǎn)移上的意義[J]. 南京農(nóng)業(yè)大學學報，1999，22(1)：51－57. Pan Genxing. Pedogenic carbonates in aridic soils of China and the significance in terrestrial carbon transfer[J]. Journal of Nanjing Agricultural University, 1999, 22(1): 51－57. (in Chinese with English abstract)

[3] Lal R S. Carbon sequestration impacts on global climate exchange and food security[J]. Science, 2004, 304(5677): 1623－1627.

[4] Lal R. World cropland soils as a source or sink for atmospheric carbon[J]. Advances in Agronomy, 2001, 71: 145－191.

[5] Conti G, Pérez-Harguindeguy N, Quètier F, et al. Large changes in carbon storage under different land-use regimes in subtropical seasonally dry forests of southern South America[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2014, 197: 68－76.

[6] Shevliakova E, Pacala S W, Malyshev S, et al. Carbon cycling under 300 years of land use change: Importance of the secondary vegetation sink[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2009, 23(2): 91－100.

[7] Wang Yugang, Li Yan, Ye Xuehua, et al. Profile storage of organic/inorganic carbon in soil: From forest to desert[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(8): 1925－1931.

[8] 張新厚，范志平，孫學凱，等. 半干旱區(qū)土地利用方式變化對生態(tài)系統(tǒng)碳儲量的影響[J]. 生態(tài)學雜志，2009，28(12)：2424－2430. Zhang Xinhou, Fan Zhiping, Sun Xuekai, et al. Effects of land use change on ecosystem carbon stock in semi-arid region[J]. Chinese Journal of Ecology, 2009, 28(12): 2424－2430. (in Chinese with English abstract)

[9] Wang Yugang, Wang Zhongyuan, Li Yan. Storage/turnover rate of inorganic carbon and its dissolvable part in the profile of saline/alkaline soils[J]. Plos One, 2013, 8(11): e82029.

[10] Novelli L E, Caviglia O P, Pi?eiro G. Increased cropping intensity improves crop residue inputs to the soil and aggregate- associated soil organic carbon stocks[J]. Soil & Tillage Research, 2017, 165: 128－136.

[11] 李晨華，唐立松. 長期施肥對綠洲農(nóng)田土壤剖面有機碳及其組分的影響[J]. 干旱區(qū)地理，2013，36(4)：637－644. Li Chenhua, Tang Lisong. Long-term effect of fertilization application on soil organic carbon and its fractions in soil profiles of an oasis farmland[J]. Arid Land Geography, 2013, 36(4): 637－644. (in Chinese with English abstract)

[12] 張明園，魏燕華，孔凡磊，等. 耕作方式對華北農(nóng)田土壤有機碳儲量及溫室氣體排放的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2012，28(6)：203－209. Zhang Mingyuan, Wei Yanhua, Kong Fanlei, et al. Effects of tillage practices on soil carbon storage and greenhouse gas emission of farmland in North China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2012, 28(6): 203－209. (in Chinese with English abstract)

[13] 陳沖，胡克林，張玲娥，等. 沖積平原區(qū)土壤碳密度估算及其空間分布[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2014，30(7)：64－71. Chen Chong, Hu Kelin, Zhang Ling′e, et al. Estimation and spatial distribution of soil organic carbon density in alluvial plain area[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2014, 30(7): 64－71. (in Chinese with English abstract)

[14] Li Chaofan, Zhang Chi, Luo Geping, et al. Carbon stock and its responses to climate change in Central Asia[J]. Global Change Biology, 2015, 21: 1951－1967.

[15] 周宏飛，吳波，王玉剛，等. 新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團農(nóng)墾生態(tài)建設(shè)的成就、問題及對策芻議[J]. 中國科學院院刊，2017，22(1)：55－63. Zhou Hongfei, Wu Bo, Wang Yugang, et al. Ecological achievement of Xinjiang production and construction corps and its problems and countermeasures[J]. Bulletin of Chinese Academy of Sciences, 2017, 22(1): 55－63. (in Chinese with English abstract)

[16] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法[M]. 北京：中國農(nóng)業(yè)科技出版社，1999：1－324.

[17] 王玉剛，鄭新軍，李彥. 干旱區(qū)不同景觀單元土壤鹽分的變化特征[J]. 生態(tài)學雜志，2009，28(11)：2293－2298. Wang Yugang, Zheng Xinjun, Li Yan. Change characteristics of soil salt content in different landscape units in arid region [J]. Chinese Journal of Ecology, 2009, 28(11): 2293－2298. (in Chinese with English abstract)

[18] Wang Yuhui, Zhou Gangsheng, Jia Bingrui. Modeling SOC and NPP responses of meadow steppe to different grazing intensities in Northeast China[J]. Ecological Modelling, 2008, 217(1/2): 72－78.

[19] Guo Yang, Wang Xiujun, Li Xianglan, et al. Dynamics of soil organic and inorganic carbon in the cropland of upper Yellow River Delta, China[J]. Scientific Reports, 2016, 6: 36105.

[20] 胡偉，邵明安，王全九. 黃土高原退耕坡地土壤水分空間變異的尺度性研究[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2005，21(8)：11－16. Hu Wei, Shao Mingan, Wang Quanjiu. Scale-dependency of spatial variability of soil moisture on a degraded slope-land on the Loess Plateau[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2005, 21(8): 11－16. (in Chinese with English abstract)

[21] Wong V N L, Greene R S B, Dalal R C, et al. Soil carbon dynamics in saline and sodic soils: A review[J]. Soil Use & Management, 2010, 26(1): 2－11.

[22] 張煜，張琳，吳文良，等. 內(nèi)蒙農(nóng)牧交錯帶地區(qū)土地利用方式和施肥對土壤碳庫的影響[J]. 土壤學報，2016，53(4)：930－941. Zhang Yu, Zhang Lin, Wu Wenliang, et al. Impact of land use and fertilization measures on soil C stock in farming- grazing interlacing zone of Inner Mongolia[J]. Acta Pedologica Sinica, 2016, 53(4): 930－941. (in Chinese with English abstract)

[23] 孫志強，王宗勝，鮑國軍，等. 施肥對黃土高原旱地冬小麥根系生長的影響[J]. 水土保持研究，2003，10(1)：141－143. Sun Zhiqiang, Wang Zongsheng, Bao Guojun, et al. Effect of fertilization on the growth of winter wheat roots in dryland in Loses Plateau[J]. Research of Soil & Water Conservation, 2003, 10(1): 141－143. (in Chinese with English abstract)

[24] Li Chenhua, Li Yan, Tang Lisong. The effects of long-term fertilization on the accumulation of organic carbon in the deep soil profile of an oasis farmland[J]. Plant and Soil, 2013, 369(1): 645－656.

[25] Wu Habing, Guo Zhengtang, Gao Qiong, et al. Distribution of soil inorganic carbon storage and its changes due to agricultural land use activity in China[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2009, 129(4): 413－421.

[26] Zhang Shiwen, Huang Yanfang, Shen Chongyang, et al. Spatial prediction of soil organic matter using terrain indices and categorical variables as auxiliary information[J]. Geoderma, 2012, 171: 35－43.

[27] Zanatta J A, Bayer C, Dieckow J, et al. Soil organic carbon accumulation and carbon costs related to tillage, cropping systems and nitrogen fertilization in a subtropical Acrisol[J]. Soil & Tillage Research, 2007, 94(2): 510－519.

[28] Xu Xinwang, Pan Genxing, Wang Yanlin, et al. Research of changing characteristics and control factors of farmland topsoil organic carbon in China[J]. Journal of Natural Resources, 2009, 28(1): 92－95.

[29] Pan Genxing, Li Lianqing, Zhang Qi, et al. Organic carbon stock in topsoil of Jiangsu Province, China, and the recent trend of carbon sequestration[J]. Journal of Environmental Sciences, 2005, 17(1): 1－7.

[30] 李晨華，李彥，唐立松，等. 鹽化灰漠土開墾前后碳存貯與碳釋放的分層特征[J]. 干旱區(qū)研究，2010，27(3)：385－391. Li Chenhua, Li Yan, Tang Lisong, et al. Layered characters of organic carbon storage and release in salinized gray desert soil before and after reclamation[J]. Arid Zone Research, 2010, 27(3): 385－391. (in Chinese with English abstract)

[31] Baker J M, Ochsner T E, Venterea R T, et al. Tillage and soil carbon sequestration: What do we really know?[J]. Agriculture Ecosystems & Environment, 2007, 118(1/2/34): 1－5.

[32] Monger H C, Gallegos R A. Biotic and Abiotic Processes and Rates of Pedogenic Carbonate Accumulation in the Southwestern United States—Relationship to Atmospheric CO2Sequestration[M]//Global Climate Change and Pedogenic Carbonates. New York: Lewis Publishers, 2000: 273－289.

[33] 黃斌，王敬國，金紅巖，等. 長期施肥對我國北方潮土碳儲量的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2006，25(1)：161－164. Huang Bin, Wang Jingguo, Jin Hongyan, et al. Effects of long-term application fertilizer on carbon storage in calcareous meadow soil[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2006, 25(1):161－164. (in Chinese with English abstract)

[34] 解懷亮，王玉剛，李彥，等. 灌溉淋溶對土壤有機碳和無機碳及理化性質(zhì)的影響[J]. 水土保持學報，2014，28(4)：188－193. Xie Huailiang, Wang Yugang, Li Yan, et al. Impact of irrigation process on soil organic/inorganic carbon and physicochemical properties[J]. Journal of Soil & Water Conservation, 2014, 28(4): 188－193. (in Chinese with English abstract)

[35] Wang Xiujun, Xu Minggang, Wang Jiaping, et al. Fertilization enhancing carbon sequestration as carbonate in arid cropland: Assessments of long-term experiments in northern China[J]. Plant and Soil, 2014, 380(1): 89－100.

[36] 周麗，王玉剛，李彥，等. 鹽堿荒地土地利用年限對表層土壤鹽分的影響[J]. 干旱區(qū)地理，2013，36(2)：285－291. Zhou Li, Wang Yugang, Li Yan, et al. Effects of cultivation on soil salinity in upper soil profiles of the saline-alkali land [J]. Arid Land Geography, 2013, 36(2): 285－291. (in Chinese with English abstract)

[37] Zhao Qingqing, Bai Junhong, Lu Qiongqiong, et al. Effects of salinity on dynamics of soil carbon in degraded coastal wetlands: Implications on wetland restoration[J]. Physics & Chemistry of the Earth Parts A/b/c, 2016: 1－7. http://dx.doi.org/10.1016/j.pce.2016.08.008

[38] Setia R, Marschner P, Baldock J, et al. Salinity effects on carbon mineralization in soils of varying texture[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2011, 43(9): 1908－1916.

[39] 貢璐，朱美玲，劉曾媛，等. 塔里木盆地南緣典型綠洲土壤有機碳、無機碳與環(huán)境因子的相關(guān)性[J]. 環(huán)境科學，2016，37(4)：1516－1522. Gong Lu, Zhu Meiling, Liu Zengyuan, et al. Correlation among soil organic carbon, soil inorganic carbon and the environmental factors in a typical oasis in the southern edge of the Tarim Basin[J]. Environmental Science, 2016, 37(4): 1516－1522. (in Chinese with English abstract)

[40] Xie Jingxia, Li Yan, Zhai Cuixia, et al. CO2absorption by alkaline soils and its implication to the global carbon cycle[J]. Environmental Geology, 2009, 56(5):953－961.

[41] 金雯暉，楊勁松，王相平. 灘涂土壤有機碳空間分布與圍墾年限相關(guān)性分析[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2013，29(5)：89－94. Jin Wenhui, Yang Jingsong, Wang Xiangping. Spatial distribution of organic carbon in coastal saline soil and its correlation with reclamation age[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2013, 29(5): 89－94. (in Chinese with English abstract)

雒 瓊，王玉剛，鄧彩云，牛子儒，李 彥. 不同農(nóng)業(yè)土地利用年限干旱區(qū)土壤剖面碳存儲動態(tài)變化[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2017，33(19)：287－294. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.19.037 http://www.tcsae.org

Luo Qiong, Wang Yugang, Deng Caiyun, Niu Ziru, Li Yan. Dynamics of soil carbon storage under different land use years in arid agriculture[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2017, 33(19): 287－294. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.19.037 http://www.tcsae.org

Dynamics of soil carbon storage under different land use years in arid agriculture

Luo Qiong1,2,3, Wang Yugang1,2※, Deng Caiyun1,2,3, Niu Ziru1,2,3, Li Yan1,2

(1.830011,;2.831505,;3.100049,)

The impact of agricultural land use on soil carbon storage is one of the international scientific focuses in climate-change mitigation. Aimed to understand the effect of agricultural land development and utilization on soil carbon storage, a study was conducted in different period of farmland at the Fubei Farm of Sangong River Basin in Xinjiang, northwest of China (87°49￠-88°16￠E, 43°50￠-44°22￠N). The agricultural lands were selected within different land use years such as 1, 5, 15, 30 and 50 a in the studied area, and the wasteland with little disturbance was selected as a reference land in the same soil type and near position of cropland. Soil samples from these sites were obtained by handy soil auger at 20 cm intervals in a depth of 200 cm and analyzed in the laboratory. Samples were air-dried and crushed to pass through a 2-mm mesh. The patterns of soil carbon storage and its dynamic change were analyzed and compared with the depth of 0-200 cm in recent 50 years, including soil organic carbon, soil inorganic carbon and soil salinity. The results revealed the following: 1) Soil carbon content generally increased with land use years. Soil inorganic carbon content changed by soil depth, with a maximum value of 20.96 g/kg at 180-200 cm. Soil organic carbon presented an opposite trend with the maximum value of 9.51 g/kg at 0-20 cm; 2) In the soil profile, The coefficients of variation of soil carbon content (including organic carbon and inorganic carbon) was gradually increased to moderate intensity variation in 0-80 cm, and then rapidly reduced by more than 40% underneath 80 cm, indicating that the long-term agricultural land development and utilization in arid area had a significant impact on the distribution of soil carbon at 0-80 cm. The variability of soil inorganic carbon and soil total carbon tended to be enhanced with the land use years, while the organic carbon tended to weaken in recent 50 years; 3) The ratio of SIC to SOC increased with the depths of soil layer, and it changed from 0.028 in wasteland to 0.08 in 50 years of cropland (<0.01). It suggested that the proportion of soil inorganic carbon increased with soil depth and land use years, indicating the role of soil inorganic carbon was enhanced in the long-term agricultural land use process in arid area; 4) During the development and utilization of agricultural land in the past 50 years, the soil carbon storage increased significantly at 0-200 cm depth of soil profile, which was a typical process of carbon sequestration in the studied area. The increased soil inorganic carbon storage and organic carbon storage were mainly showed in 100-200 cm and 0-100 cm respectively. But the amounts of carbon source/sink were different in the soil layer and land use years; 5) Soil salinity showed a decreasing trend along with land use years. Compared to value in wasteland, soil salinity decreased by 655% in land use of 50 a (<0.001). The linear fitting of salinity and carbon content showed that there was a significant negative correlation between salinity and soil inorganic carbon and total carbon (<0.10), while no significant correlation with the soil organic carbon (>0.05). The results showed that the agricultural use leads to an obvious C sink in the soil only in the long term.

land use; soils; organic carbon; inorganic carbon; carbon accumulation; variation

10.11975/j.issn.1002-6819.2017.19.037

S153.6

A

1002-6819(2017)-19-0287-08

2017-03-23

2017-08-10

新疆自治區(qū)杰出青年科技創(chuàng)新人才培養(yǎng)項目（2014711009）；國家自然科學基金項目（41371200、41671114）；西部之光項目（2015-XBQN- A-06）。

雒 瓊，新疆烏魯木齊人，主要從事土壤生態(tài)研究。 Email：luoqiong15@mails.ucas.ac.cn。

※通信作者：王玉剛，新疆石河子人，副研究員，博士，主要從事干旱區(qū)景觀地理與土壤碳循環(huán)方面研究。Email：wangyg@ms.xjb.ac.cn。