蔣 婧，王沫竹，宋明華,石培禮,宗 寧, 2

1 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 拉薩高原生態(tài)試驗(yàn)站, 北京 100101 2 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049 3 北京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院, 北京 100083

牧草種類與耕作時間對拉薩牧草種植地土壤不同組分有機(jī)碳的影響

蔣 婧1, 2，王沫竹3，宋明華1, *,石培禮1,宗 寧1, 2

1 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 拉薩高原生態(tài)試驗(yàn)站, 北京 100101 2 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049 3 北京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院, 北京 100083

以中國科學(xué)院拉薩高原生態(tài)試驗(yàn)站附近天然灌叢草原與站內(nèi)的牧草種植地為研究對象，分析牧草種類與耕作時間對牧草種植地土壤有機(jī)碳的影響。種植地的5種牧草種類為：耕作10a的鴨茅(DactylisglomerataL.)、耕作4a與10a的垂穗披堿草(ElymusnutansGriseb.)、耕作3a與10a的苜蓿(MedicagosativaLinn.)，同時以該區(qū)域原生植被天然灌叢草原生長地作為對照。結(jié)果表明：與天然灌叢土壤全土有機(jī)碳(Total Organic Carbon，TOC)含量相比，耕作10a的鴨茅增加了土層0—5 cm與10—30 cm TOC含量、耕作10a的苜蓿與垂穗披堿草分別顯著增加與降低了土層0—5 cm TOC含量。主要因?yàn)楦鞑煌敛菔狗N植地土壤不同組分有機(jī)碳含量發(fā)生變化，耕作10a的鴨茅和苜蓿分別使土層0—5 cm與10—30 cm、土層0—5 cm與10—20 cm的砂粒級(50—2000 μm)顆粒有機(jī)碳(POC)含量降低，粉粒與黏粒級(<50 μm)礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳(MOC)含量升高；耕作10a的垂穗披堿草則使土壤表層0—5 cm砂粒級POC含量顯著降低，MOC無顯著變化。與耕作4a的垂穗披堿草相比，耕作10a顯著降低了土層10—20 cm TOC含量，主要體現(xiàn)在粗砂粒(250—2000 μm)POC含量與粉粒(2—50 μm)MOC含量的降低；與耕作3a的苜蓿相比，耕作10a的苜蓿顯著降低了土層5—30 cm TOC含量，主要因?yàn)楦魍翆由傲＜塒OC含量、粉粒與細(xì)黏粒MOC含量均有所降低。說明短期耕作更有利于牧草種植地土壤有機(jī)碳庫的累積。

牧草種類; 耕作時間; 土壤有機(jī)碳; 種植地土壤; 灌叢土壤

土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)或土壤有機(jī)碳(SOC)在土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)特性中發(fā)揮著極其重要的作用，能為作物提供所需的各種營養(yǎng)元素，同時在土壤結(jié)構(gòu)的形成、改善土壤物理性狀方面起著決定性作用。在數(shù)量上，土壤有機(jī)碳儲量能超出大氣與陸地植物體中碳的3倍多[1]。隨著土地利用方式的變化，預(yù)測土壤有機(jī)碳庫的變化對探測C固持與釋放的潛在性具有決定意義[2]。

已有研究發(fā)現(xiàn)，土壤有機(jī)碳在較短時間內(nèi)對農(nóng)業(yè)管理措施引起的土壤質(zhì)量變化反應(yīng)不甚敏感[3]，而活性有機(jī)碳對不同耕作方式和秸稈還田的響應(yīng)更為迅速[4]。所以，在土壤有機(jī)碳動態(tài)研究中，越來越多的學(xué)者關(guān)注因人為管理措施引起的土壤顆粒有機(jī)碳組分的變化[5- 7]。依據(jù)土壤顆粒大小分組的有機(jī)碳組分，在結(jié)構(gòu)與功能上存在顯著差異[8]，主要是由于土壤礦物粒子在土壤原生結(jié)構(gòu)和次生團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)中形成了對土壤微生物的物理隔離作用，而致使有機(jī)質(zhì)得以保護(hù)[9- 10]。與此同時，顆粒分級技術(shù)也已經(jīng)廣泛應(yīng)用于土壤有機(jī)碳儲量及其穩(wěn)定性對不同管理措施的響應(yīng)研究中[11- 13]。土壤顆粒分級過程中，土壤團(tuán)聚體被破壞，構(gòu)成其土壤顆粒均分散為原生顆粒。這些原生土壤顆粒根據(jù)其大小分為粗砂粒、細(xì)砂粒、粉粒、粗黏粒和細(xì)黏粒[14- 15]。一般認(rèn)為砂粒有機(jī)碳功能上屬于活性有機(jī)碳庫，被稱為顆粒有機(jī)碳(POC)[16]， POC是介于新鮮動植物殘體與腐殖化有機(jī)物之間的暫時或過渡的活性較高的有機(jī)碳組分，穩(wěn)定性較低，周轉(zhuǎn)速度較快，比土壤總有機(jī)碳(TOC)更易受人為管理措施的影響[17- 18]；粉粒和黏粒具有較大的比表面積，通過配位體交換、氫鍵及疏水鍵等作用吸附有機(jī)碳，形成惰性礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳(MOC)[19- 20]，它的含量可以間接表征土壤有機(jī)碳的抗氧化程度和利用難易程度[21]，是土壤固持有機(jī)碳的重要碳庫[22]，對土壤有機(jī)碳的積累和穩(wěn)定性起著重要作用。因此，測定不同活性的土壤顆粒有機(jī)碳組分指標(biāo)，對表征因土壤管理措施引起的有機(jī)碳質(zhì)量的改變與固存、了解土壤有機(jī)碳庫長時間尺度上的動態(tài)變化更具重要意義。

西藏是中國5大牧區(qū)之一，有天然草地8207萬hm2，約占全國天然草地面積的21%，占西藏土地面積的68.11%。然而由于自然氣候變化和長期超載放牧，西藏天然草原退化嚴(yán)重，部分地區(qū)甚至出現(xiàn)了嚴(yán)重的沙化現(xiàn)象。當(dāng)?shù)夭刈迥撩竦闹饕?jīng)濟(jì)來源是家畜，放牧是目前唯一的養(yǎng)殖方式，在當(dāng)?shù)貙?shí)施禁牧育草等措施有很大難度。所以，必須利用當(dāng)?shù)氐牡彤a(chǎn)田或宜耕地大面積種植高產(chǎn)優(yōu)質(zhì)牧草，逐漸推廣實(shí)行圈養(yǎng)舍飼，這些措施是保持當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)增長和生態(tài)安全協(xié)調(diào)發(fā)展的最有效手段。適宜的牧草管理模式有利于提高牧草初級生產(chǎn)力，同時能夠改善土壤質(zhì)量。作為土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)，土壤有機(jī)碳在土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)特性中發(fā)揮著極其重要的作用。那么，牧草管理模式對土壤有機(jī)碳庫的影響究竟發(fā)生在土壤碳庫的哪一部分，是活性碳庫還是惰性碳庫，這方面的工作急需深入研究，因此本研究借助于拉薩站的牧草種植地，揭示牧草種類和耕作時間對土壤有機(jī)碳庫的影響。本論文擬解決兩個問題：(1)牧草種類和耕作時間對種植地土壤各層全土有機(jī)碳的影響；(2)牧草種類和耕作時間對種植地土壤各層不同組分有機(jī)碳的影響。本研究旨在為拉薩河谷地區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)碳庫潛能的預(yù)測以及草地生態(tài)系統(tǒng)的科學(xué)管理提供一定的科學(xué)依據(jù)，為優(yōu)化青藏高原牧草管理模式提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究在拉薩河下游河谷的中國科學(xué)院拉薩高原生態(tài)試驗(yàn)站開展。研究區(qū)位于西藏自治區(qū)拉薩市達(dá)孜縣，地處29°41′N，91°20 ′E；地貌屬于拉薩河下游寬谷地段，海拔3680—3690 m。氣候?qū)儆诟咴瓬貛О敫珊导撅L(fēng)氣候，年降水425 mm，90%以上集中在6—9月份。年均溫7.5 ℃，日溫差大；太陽輻射強(qiáng)，日照時間長，年日照時數(shù)在3000 h以上。該地區(qū)氣候資源配置的總體特征是光資源豐富，熱量水平低．水資源匱乏[23]。拉薩河谷土壤為發(fā)育在洪積扇上的灌叢草原土，土壤較為淺薄，土壤深度為40—100 cm。牧草種植地土壤屬于潮土，是在草甸土發(fā)育的基礎(chǔ)之上，經(jīng)過培土和長期耕作熟化形成的土壤，由于耕作原因，草氈層已經(jīng)被耕作層替代。生態(tài)試驗(yàn)站土壤為沖洪積物母質(zhì)；土壤質(zhì)地為粉砂壤土或輕度砂壤土；土層較薄，約為40—90 cm，多砂石，粘土含量為15%—20% ；有機(jī)質(zhì)含量較低，一般在0.76%—1.56%[24]。

1.2 樣品采集與分析

土壤樣品采集于2011年8月，取樣地點(diǎn)分別設(shè)置在拉薩站附近的天然灌叢草原與拉薩站內(nèi)的5種牧草種植地。天然灌叢草原的優(yōu)勢植物種類有木根香青(AnaphalisxylorrhizaSch．)，高山嵩草(Kobresiapygmaea)，羊茅(FestucaovinaL.)，直莖蒿(ArtemisiaedgeworthiiBalakr.)。5種牧草種類分別為：連續(xù)耕作10a的鴨茅(DactylisglomerataL.)、耕作4a與10a的垂穗披堿草(ElymusnutansGriseb.)、耕作3a與10a的苜蓿(MedicagosativaLinn.)。牧草種植地的原生天然植被均為灌叢草原，灌叢草原在不同時期被開墾作為牧草種植地后，只種植牧草，不受放牧的干擾。在天然灌叢草原和5種牧草種植地內(nèi)各選取面積150 m × 200 m，且植被蓋度均勻的區(qū)域?yàn)閷?shí)驗(yàn)樣地，在各樣地內(nèi)分別設(shè)置3條100 m樣帶，在每條樣帶上隨機(jī)設(shè)置5個樣地，在每個樣點(diǎn)用直徑為6 cm土鉆分別收集0—5 cm、5—10 cm、10—20 cm、20—30 cm 4個土層的土壤，將同一條樣帶同一土層的土壤樣品混合成一個土壤樣品。

對于每一個土樣，部分原土立即測定土壤含水量，剩余部分在室內(nèi)進(jìn)行風(fēng)干，去除雜物，過2 mm土篩，保存用作測定土壤全土有機(jī)碳與不同組分有機(jī)碳。

1.3 顆粒分級

土壤顆粒根據(jù)其大小分為5個粒級：粗砂粒(250—2000 μm) 、細(xì)砂粒(50—250 μm)、粉粒(2—50 μm)、粗黏粒(0.2—2 μm)、細(xì)黏粒(<0.2 μm)[14- 15]。土壤顆粒分級的第一步是分散土壤團(tuán)聚體，常用的方法是利用超聲波在水中將團(tuán)聚體打碎[25]。具體方法如下：稱取20 g風(fēng)干土樣置于250 mL燒杯中，加水150 mL。將燒杯放在冰浴中，用超聲波發(fā)生器(KQ- 500DA超聲波，中國)在300 W功率下震蕩8 min(960 J/mL)，使土壤顆粒完全粉碎。分散的土壤懸濁液分別過250、50 μm濕篩。利用離心機(jī)對剩余的土壤懸濁液進(jìn)行顆粒分級，在土壤有機(jī)質(zhì)分組過程中，對Anderson等[26]，Tiessen 和Stewart[27]的方法進(jìn)行改進(jìn)，使其能在采用傾斜轉(zhuǎn)子的高速離心機(jī)(LG10- 2.4A，雷勃爾，中國)上應(yīng)用[12]。離心時間主要受離心機(jī)轉(zhuǎn)子的型號和離心管中懸浮液的體積決定，可根據(jù)Stokes公式計(jì)算出離心時間[15, 28]。粒級250—2000 μm、50—250 μm、2—50 μm、0.2—2 μm、<0.2 μm的組分在60 ℃條件下烘干用球磨機(jī)粉碎后備用。

1.4 土壤有機(jī)碳分析

采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容重法[14]，分別分析土壤層0—5 cm、 5—10 cm、10—20 cm、20—30 cm的土壤全土有機(jī)碳(TOC)，以及土壤各層不同粒級<0.2 μm、0.2—2 μm、2—50 μm、50—250 μm、250—2000 μm的組分有機(jī)碳(OC)。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

實(shí)驗(yàn)結(jié)果采用SPSS軟件(SPSS for Windows, Version 14.0, Chicago, USA)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。方差分析采用單因素方差分析方法，水平間顯著性用Duncan多重比較法檢驗(yàn)，所有分析其顯著性水平為P<0.05.

2 結(jié)果與分析

2.1 牧草種類對種植地土壤各層全土有機(jī)碳的影響

圖1 牧草種類對種植地土壤各層全土有機(jī)碳的影響 Fig.1 Effect of cultivated species on soil total organic carbon (TOC) along soil depth同一土壤層不同字母表示不同處理在5%水平上差異顯著(P<0.05)

耕作10a的不同牧草種植地土壤各層全土有機(jī)碳(TOC)含量如圖1所示。雖然牧草類型不同，但是各土層 TOC含量的順序一般都隨著土層加深而遞減。鴨茅土層0—5 cm、10—20 cm、20—30 cm的TOC含量均顯著高于天然灌叢，分別升高21%、62%、62%；苜蓿土層0—5 cm、10—20 cm的TOC含量分別比天然灌叢顯著升高22%、28%；而垂穗披堿草表層土壤(0—5 cm)的TOC含量比天然灌叢顯著降低31%。

2.2 牧草種類對種植地土壤各層不同組分有機(jī)碳的影響

耕作10a的牧草種植地相同土層不同組分有機(jī)碳之間存在顯著差異(圖2)。雖然牧草種類不同，但是各土層粒級越小的土壤顆粒，組分有機(jī)碳含量越高。不同牧草種植下，0—5 cm土層不同組分有機(jī)碳含量存在顯著差異(P<0.001，圖2)。如，鴨茅種植地，粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量著小于天然灌叢，粒級2—50 μm、< 0.2 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢；垂穗披堿草粒級250—2000 μm、0.2—2 μm小于天然灌叢，而粒級<0.2 μm大于天然灌叢；苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量同樣小于天然灌叢，而粒級2—50 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢，粒級<0.2 μm有機(jī)碳含量也比天然灌叢高42%。

5—10 cm土層，牧草種植地不同組分有機(jī)碳含量也不同(圖2)。鴨茅粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，粒級2—50 μm、<0.2 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢；垂穗披堿草粒級250—2000 μm有機(jī)碳小于天然灌叢，但是粒級<0.2 μm有機(jī)碳含量比天然灌叢高了79%；苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，而粒級2—50 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢，粒級0.2—2 μm、<0.2 μm有機(jī)碳含量分別比天然灌叢高12%、33%。

10—20 cm土層，牧草種植地不同組分有機(jī)碳含量顯著不同(P<0.001；圖2)：鴨茅粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，而其它粒級有機(jī)碳含量均大于天然灌叢；垂穗披堿草粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，而粒級50—250 μm、2—50 μm、<0.2 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢；苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，而粒級50—250 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢，其它粒級有機(jī)碳含量與天然灌叢不存在顯著差異，

20—30cm土層，牧草種植地不同組分有機(jī)碳含量如圖2所示：鴨茅粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，而其他粒級有機(jī)碳含量均大于天然灌叢；垂穗披堿草粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，而粒級2—50 μm、0.2—2 μm、<0.2 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢；苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量小于天然灌叢，粒級0.2—2 μm有機(jī)碳含量大于天然灌叢。

圖2 牧草種類對種植地土壤各層不同組分有機(jī)碳的影響Fig.2 Effect of cultivated species on organic carbon in fractions (OC) along soil depth同一粒級不同字母表示不同處理在5%水平上差異顯著(P<0.05)

2.3 耕作時間對種植地土壤各層全土有機(jī)碳的影響

垂穗披堿草土壤各層全土有機(jī)碳(TOC)含量對耕作時間的響應(yīng)如圖3所示。與天然灌叢相比，耕作4a與10a的垂穗披堿草土層0—5 cm TOC含量顯著下降(F2,8=14.267，P<0.05)；而土層10—20 cm TOC含量顯著升高(耕作4a升高48%，耕作10a升高20% )，且耕作10a的垂穗披堿草土層10—20 cm TOC含量顯著低于耕作4a的垂穗披堿草種植地。

圖3 耕作時間對種植地土壤各層全土有機(jī)碳的影響Fig.3 Effect of cultivated time on soil total organic carbon (TOC) along soil depth同一土壤層不同字母表示不同處理在5%水平上差異顯著(P<0.05)

圖4 耕作時間對種植地土壤各層不同組分有機(jī)碳的影響Fig.4 Effect of cultivated time on organic carbon in fractions (OC) along soil depth同一粒級不同字母表示不同處理在5%水平上差異顯著(P<0.05)

耕作時間對苜蓿土壤各層TOC含量的影響如圖3所示。與天然灌叢相比，耕作3a和10a的苜蓿土層0—5 cm TOC含量增加了10%、22%(F2,8= 8.139,P<0.05)，而耕作時間對土層0—5 cm TOC含量的影響無差異；耕作時間對苜蓿土層10—20 cm TOC含量有顯著影響(F2,8= 26.352,P=0.001)，其大小順序?yàn)椋很俎?3a)>苜蓿(10a)>天然灌叢；耕作3a的苜蓿土層5—10 cm與20—30 cm TOC含量顯著增加(P≤0.001)，而耕作10a的苜蓿土層5—10 cm與20—30 cm TOC含量沒有明顯差異。

2.4 耕作時間對種植地土壤各層不同組分有機(jī)碳的影響

耕作時間對垂穗披堿草土壤各層不同組分有機(jī)碳的影響各不相同(圖4)。土層0—5 cm(圖4)，隨著耕作時間的增加，垂穗披堿草種植地粒級250—2000 μm 有機(jī)碳含量持續(xù)顯著降低(F2,8=77.287,P<0.001)；與天然灌叢相比，耕作使粒級50—250 μm與0.2—2 μm有機(jī)碳含量也顯著降低(P≤0.001)，但時間上影響不大；耕作4a顯著增加粒級2—50 μm有機(jī)碳含量，而耕作10a又無影響(F2,8=7.364,P<0.05)；粒級<0.2 μm有機(jī)碳含量，耕作時間越長，增加作用越顯著(F2,8=5.258,P<0.05)。土層5—10 cm，耕作顯著降低了垂穗披堿草粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量，而顯著升高了粒級<0.2 μm有機(jī)碳含量，相同的是，時間上變化不明顯(P<0.05)；耕作對粒級50—250 μm沒有影響(F2,8=1.173,P>0.05)；粒級2—50 μm，耕作會增加其有機(jī)碳含量，但是4a的影響更為顯著(+65%)(F2,8=6.677,P<0.05)；與天然灌叢相比，耕作4a顯著增加苜蓿粒級0.2—2 μm有機(jī)碳含量(+31%)，而耕作10a則顯著降低(-34%)(F2,8=15.088,P<0.05)。土層10—20 cm(圖4)，耕作顯著降低了垂穗披堿草的粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量，時間越長，影響越顯著(F2,8=26.254,P=0.001)；在粒級50—250 μm，耕作4a顯著增加有機(jī)碳含量，10a后有所降低(F2,8=9.799,P<0.05)；在粒級2—50 μm，雖然耕作4a與10a均顯著增加了其中有機(jī)碳含量，但是隨著耕作時間的增長，含量降低(F2,8=132.652,P<0.001)；耕作顯著增加了垂穗披堿草粒級0.2—2 μm與<0.2 μm的有機(jī)碳含量，但是時間尺度上不顯著。土層20—30 cm下，耕作顯著降低了垂穗披堿草的粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量，耕作10a影響更為顯著(F2,8=149.44,P=0.001)；與天然灌叢相比，耕作4a與10a分別降低與升高了垂穗披堿草粒級50—250 μm 有機(jī)碳含量，時間尺度上變化顯著(F2,8=4.972,P=0.05)；在粒級2—50 μm、0.2—2 μm、<0.2 μm，耕作均使得其有機(jī)碳含量顯著降低(P<0.05)(圖4)。

苜蓿土壤各層不同組分有機(jī)碳對耕作時間的響應(yīng)亦不相同(圖4)。土層0—5 cm下，耕作顯著降低苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量，對耕作時間響應(yīng)不顯著(F2,8=26.754,P=0.001)；耕作3a對粒級50—250 μm有機(jī)碳含量沒有影響，而10a有顯著地促進(jìn)作用(F2,8=9.18,P<0.05)；粒級2—50 μm，耕作顯著增加了其有機(jī)碳含量，時間上變化不明顯(F2,8=6.066,P<0.05)；耕作初期(3a)，粒級0.2—2 μm 有機(jī)碳含量顯著降低，而對著耕作時間的延長，10a耕作影響不顯著(F2,8=13.474,P<0.05)；相反的是，粒級<0.2 μm有機(jī)碳含量，在耕作初期顯著增加，相同的是，10a耕作影響也不顯著(F2,8=18.678,P<0.05)。土層5—10 cm下，耕作使苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量顯著降低，時間越長越明顯(F2,8=178.363,P<0.001)；粒級50—250 μm，耕作3a會顯著增加其有機(jī)碳含量，而耕作10a沒有影響(F2,8=17.252；P<0.05)；粒級2—50 μm，耕作會顯著增加有機(jī)碳含量，但時間上變化不明顯(F2,8=19.296,P<0.05)；而耕作對粒級0.2—2 μm、<0.2 μm有機(jī)碳含量沒有顯著影響(P>0.05)。土層10—20 cm下，耕作顯著降低了苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量，時間越長，負(fù)作用越明顯(F2,8=97.847,P<0.05)；粒級50—250 μm與2—50 μm，耕作顯著增加了有機(jī)碳含量，但時間上變化均不明顯；粒級0.2—2 μm，耕作顯著增加了有機(jī)碳含量，不同的是，時間越長，效果越顯著(F2,8=67.547,P<0.001)；粒級<0.2 μm，耕作也顯著增加了有機(jī)碳含量，不同的是，耕作時間越長，促進(jìn)作用減弱(F2,8=20.685,P<0.05)。土層20—30 cm，耕作會顯著降低苜蓿粒級250—2000 μm有機(jī)碳含量，影響隨著時間的延長越顯著(F2,8=81.975,P<0.001)；耕作對粒級50—250 μm、2—50 μm、<0.2 μm有機(jī)碳含量有同樣的影響，耕作3a有顯著的增加作用，耕作10a沒有影響(P<0.05)；粒級0.2—2 μm，耕作能顯著增加其有機(jī)碳含量，但時間尺度上變化不顯著(F2,8=10.397,P<0.05)(圖4)。

3 討論

3.1 牧草種類對種植地土壤各層全土有機(jī)碳與不同組分有機(jī)碳的影響

本研究中，與天然灌叢相比，不同牧草種植地土壤土層0—5 cm全土有機(jī)碳(TOC)含量對耕作都有明顯響應(yīng)，主要是土壤表層有機(jī)碳含量的變化。這與植物根系分布、產(chǎn)生凋落物數(shù)量和質(zhì)量及其與TOC含量的相關(guān)程度有關(guān)[29]。具體來說，與天然灌叢相比，禾本科垂穗披堿草的種植顯著降低了表層TOC含量，禾本科鴨茅和豆科苜蓿的種植較快地增加了TOC含量，各土層TOC含量都有所增加(圖1)，說明長期耕作對牧草葦狀鴨茅與苜蓿的影響顯著改善了土壤性狀，種植鴨茅或苜蓿更有利于土壤有機(jī)碳庫的固持。相同結(jié)果體現(xiàn)在華北平原農(nóng)業(yè)區(qū)[30]，與傳統(tǒng)糧田相比，苜蓿栽培明顯增加土壤有機(jī)碳含量和團(tuán)聚體穩(wěn)定性，主要原因可能是苜蓿栽培降低了土壤有機(jī)碳中活性有機(jī)碳組分的分解速率，從而提高了土壤TOC含量。

Hassink[22]提出土壤中礦物顆粒對有機(jī)碳的不同吸附作用是土壤固持有機(jī)碳的重要機(jī)制之一，所以，研究不同牧草種植對土壤各層TOC含量的影響機(jī)理，必須考慮土壤顆粒組分有機(jī)碳含量對不同牧草種植的響應(yīng)。長期耕作對鴨茅與苜蓿種植地土壤各層TOC含量的改善作用在土壤表層(0—5 cm)主要是粉粒與黏粒礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳(MOC)含量的提高，隨著土壤深度的增加，主要是細(xì)砂粒顆粒有機(jī)碳(POC)與MOC含量的增加。由于多數(shù)富含碳的有機(jī)質(zhì)初始易于截獲在粗砂粒中，隨后在生物降解過程中向細(xì)砂粒、粉粒遷移，最終在黏粒中積累[31]。而且，長期耕作容易破壞土壤團(tuán)聚體，降低粒徑較大的POC含量[32]。閆穎等[33]研究得出相似的結(jié)論，棕壤中絕大多數(shù)土壤TOC包含在粉粒與黏粒中，表明土壤有機(jī)質(zhì)易于在小粒級中富集，土壤有機(jī)碳這一分布規(guī)律主要是由于粒徑小的顆粒比表面積大，具有強(qiáng)大的吸附功能所致。盧英等[34]提出，牧草及作物的植被恢復(fù)顯著改善表層土壤團(tuán)聚體粒組分布，是植被恢復(fù)對退化紅壤肥力快速恢復(fù)的基礎(chǔ)。耕作能夠增加鴨茅與苜蓿土壤有機(jī)碳在小粒級中的含量，所以種植鴨茅與苜蓿更有利于拉薩牧草種植地土壤有機(jī)質(zhì)的積累與穩(wěn)定。

3.2 耕作時間對種植地土壤各層全土有機(jī)碳與不同組分有機(jī)碳的影響

耕作顯著降低了禾本科垂穗披堿草土層0—5 cm土壤TOC含量(圖3)。與耕作4a相比，耕作10a更不利于垂穗披堿草土壤TOC的積累，土層10—20 cm，耕作10aTOC含量比耕作4a下降了23%，這種負(fù)作用主要體現(xiàn)在POC與粉粒MOC含量上(圖4)。顯然，短期或長期耕作制度均不利于垂穗披堿草土壤有機(jī)碳的長期累積。對豆科苜蓿各土層有機(jī)碳含量來說，耕作有效提高了其各土層TOC含量，且耕作3a比耕作10a的有效性更高：耕作3a后，苜蓿土層5—10 cm、10—20 cm、20—30 cm的TOC含量均顯著高于耕作10a后。這主要是耕作10a后，POC含量顯著降低(圖4)。

這種趨勢與國外許多研究的結(jié)果基本一致，如Blair等[35]發(fā)現(xiàn)，麥凱地區(qū)已耕作90a的農(nóng)田中土壤有機(jī)碳含量比鄰近天然植被土壤中低，在維多利亞地區(qū)耕作15a農(nóng)田中土壤有機(jī)碳含量卻比天然植被土壤中高。奧地利黑鈣土在少耕、免耕下會提高POC含量，而常規(guī)耕作會降低POC含量[36]。陳伏生等[37]提出短期耕作沒有完全破壞土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，土壤仍具有較高的保肥能力。而長期耕作引起的土壤有機(jī)碳的損失主要是由于土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)被破壞及土壤溫度和濕度狀況發(fā)生變化所引起的氧化和礦化過程[9]。綜上，耕作時間長短對牧草種植地土壤有機(jī)碳含量有較大的影響，短期耕作更有利于維持牧草種植地土壤碳庫儲量。

基于本研究結(jié)果：耕作禾本科鴨茅與豆科苜蓿均顯著增加了土壤小粒級組分有機(jī)碳，因此我們推測短時間的鴨茅與苜蓿的間作套種可能更有利提高土壤有機(jī)碳含量。國內(nèi)外諸多研究已證明禾本科-豆科間作套種的種植制度可大大提高土壤質(zhì)量。李戀卿等[38]研究發(fā)現(xiàn)，禾本科-豆科輪作可作為退化紅壤快速植被恢復(fù)與土壤肥力恢復(fù)的有效途徑。套種在南美大草原也開始應(yīng)用，僅僅1a的玉米-大豆間作套種就大大提高了土壤生化性質(zhì)[39]。Diekow等[20]也發(fā)現(xiàn)，玉米與燕麥或豆類作物輪作均能顯著增加土壤不同大小顆粒的有機(jī)碳含量。而且，當(dāng)豆科與非豆科作物整合種植，氮素利用率更高[40]。為明確最合適的管理模式，保證草地產(chǎn)量滿足西藏牧區(qū)現(xiàn)在與未來的需求趨勢，及最大化草地土壤有機(jī)碳固持量，可進(jìn)一步驗(yàn)證豆科與非豆科間作套種的種植方式是否更有助于保持土壤有機(jī)質(zhì)和土壤肥力水平，以及提高固氮幾率。

4 結(jié)論

(1)牧草種類對拉薩牧草種植地土壤各層全土有機(jī)碳(TOC)含量有較大的影響。與天然灌叢相比，長期耕作鴨茅與苜蓿，土壤TOC含量均有顯著增加；種植垂穗披堿草，土壤表層TOC含量顯著下降。這主要因?yàn)楦鞑煌敛菔狗N植地土壤不同組分有機(jī)碳含量發(fā)生變化，顆粒有機(jī)碳(POC)含量降低，而礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳(MOC)含量升高。

(2)POC含量降低與MOC含量升高的現(xiàn)象在短期耕作時更為明顯，所以短期耕作更有利于牧草種植地土壤有機(jī)碳庫的累積。

[1] Schmist M W I, Torn M S, Abiven S, Dittmar T, Guggenberger G, Janssens I A, Kleber M, K?gel-Knabner I, Lehmann J, Manning D A C, Nannipieri P, Rasse D P, Weiner S, Trumbore S E. Persistence of soil organic matter as an ecosystem property. Nature, 2011, 478(7367): 49- 56.

[2] Wiesmeier M, Sp?rlein P, Geu? U, Hangen E, Haug S, Reischl A, Schilling B, von Lützow M, K?gel-Knabner I. Soil organic carbon stocks in southeast Germany (Bavaria) as affected by land use, soil type and sampling depth. Global Change Biology, 2012, 18(7): 2233- 2245.

[3] Bremer E, Janzen H H, Johnston A M. Sensitivity of total, light fraction and mineralizable organic matter to management practices in a Lethbridge soil. Canadian Journal of Soil Science, 1994, 74(2): 131- 138.

[4] Freixo A A, de A Machado P L O, dos Santos H P, Silva C A, de S Fadigas F. Soil organic carbon and fractions of a Rhodic Ferralsol under the influence of tillage and crop rotation systems in southern Brazil. Soil and Tillage Research, 2002, 64(3/4): 221- 230.

[5] Mikha M M, Rice C W. Tillage and manure effects on soil and aggregate-associated carbon and nitrogen. Soil Science Society of America Journal, 2004, 68(3): 809- 816.

[6] 袁穎紅, 李輝信, 黃欠如, 胡鋒, 潘根興, 樊后保. 長期施肥對水稻土顆粒有機(jī)碳和礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳的影響. 生態(tài)學(xué)報, 2008, 28(1): 353- 360.

[7] 沈艷, 傅瓦利, 藍(lán)家程, 程輝, 張石棋, 武玲珍. 巖溶山地不同土地利用方式土壤顆粒有機(jī)碳和礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)碳的分布特征. 水土保持研究, 2012, 19(6): 1- 6.

[8] Christensen B T. Physical fractionation of soil and structural and functional complexity in organic matter turnover. European Journal of Soil Science, 2001, 52(3): 345- 353.

[9] Cambardella C A, Elliott E T. Carbon and nitrogen dynamics of soil organic matter fractions from cultivated grassland soils. Soil Science Society of America Journal, 1994, 58(1): 123- 130.

[10] Six J, Conant R T, Paul E A, Paustian K. Stabilization mechanisms of soil organic matter: Implications for C-saturation of soils. Plant and Soil, 2002, 241(2): 155- 176.

[11] Solomon D, Fritzsche F, Tekalign M, Lehmann J, Zech W. Soil organic matter composition in the subhumid Ethiopian highlands as influenced by deforestation and agricultural management. Soil Science Society of America Journal, 2002, 66(1): 68- 82.

[12] 武天云, Schoenau J J, 李鳳民, 錢佩源, 王方, Malhi S S. 利用離心法進(jìn)行土壤顆粒分級. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2004, 15(3): 477- 481.

[13] Mertz C, Kleber M, Jahn R. Soil organic matter stabilization pathways in clay sub-fractions from a time series of fertilizer deprivation. Organic Geochemistry, 2005, 36(9): 1311- 1322.

[14] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[15] Kroetsch D, Wang C. Particle size distribution // Carter M R, Gregorich E G, eds. Soil Sampling and Methods of Analysis. 2nd ed. Boca Raton: CRC Press, 2007: 713- 719.

[16] Cambardella C A, Elliott E T. Particulate soil organic-matter changes across a grassland cultivation sequence. Soil Science Society of America Journal, 1992, 56(3): 777- 783.

[17] Franzluebbers A J, Arshad M A. Particulate organic carbon content and potential mineralization as affected by tillage and texture. Soil Science Society of America Journal, 1997, 61(5): 1382- 1386.

[18] Wander M M, Bidart M G. Tillage practice influences on the physical protection, bioavailability and composition of particulate organic matter. Biology and Fertility of Soils, 2000, 32(5): 360- 367.

[19] Bayer C, Martin-Neto L, Mielniczuk J, Pillon C N, Sangoi L. Changes in soil organic matter fractions under subtropical no-till cropping systems. Soil Science Society of America Journal, 2001, 65(5): 1473- 1478.

[20] Diekow J, Mielniczuk J, Knicker H, Bayer C, Dick D P, K?gel-Knabner I. Carbon and nitrogen stocks in physical fractions of a subtroptical Acrisol as influenced by long-term no-till cropping systems and N fertilisation. Plant and Soil, 2005, 268(1): 319- 328.

[21] 唐光木, 徐萬里, 盛建東, 梁智, 周勃, 朱敏. 新疆綠洲農(nóng)田不同開墾年限土壤有機(jī)碳及不同粒徑土壤顆粒有機(jī)碳變化. 土壤學(xué)報, 2010, 47(2): 279- 285.

[22] Hassink J. The capacity of soils to preserve organic C and N by their association with clay and silt particles. Plant and Soil, 1997, 191(1): 77- 87.

[23] 林日暖. 拉薩地區(qū)農(nóng)業(yè)氣候資源評價. 氣象科技, 2002, 30(3): 152- 157.

[24] 劉允芬, 歐陽華, 張憲洲, 鐘華平, 羅天祥. 青藏高原農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡. 土壤學(xué)報, 2002, 39(5): 636- 642.

[25] Christensen B T. Physical fractionation of soil and organic matter in primary particle size and density separates. Advances in Soil Science, 1992, 20: 1- 90.

[26] Anderson D W, Sagar S, Bettany J R, Stewart J W B. Particle size fractions and their use in studies of soil organic matter: I. The nature and distribution of forms of carbon, nitrogen and sulfur. Soil Science Society of America Journal, 1981, 45(4): 767- 772.

[27] Tiessen H, Stewart J W B. Particle-size fractions and their use in studies of soil organic matter: II. Cultivation effects on organic matter composition in size fractions. Soil Science Society of America Journal, 1983, 47(3): 509- 514.

[28] Jackson M L. Soil Chemical Analysis: Advanced Course. Wisconsin: Department of Soils, University of Wisconsin, 1969: 20- 65

[29] Jobbágy E G, Jackson R B. The vertical distribution of soil organic carbon and its relation to climate and vegetation. Ecological Applications, 2000, 10(2): 423- 436.

[30] 楊長明, 歐陽竹, 楊林章, 董玉紅. 農(nóng)業(yè)土地利用方式對華北平原土壤有機(jī)碳組分和團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響. 生態(tài)學(xué)報, 2006, 26(12): 4148- 4155.

[31] Aita C, Recous S, Angers D A. Short-term kinetics of residual wheat straw C and N under field conditions: characterization by13C15N tracing and soil particle size fractionation. European Journal of Soil Science, 1997, 48(2): 283- 294.

[32] 章明奎, 鄭順安, 王麗平. 利用方式對砂質(zhì)土壤有機(jī)碳、氮和磷的形態(tài)及其在不同大小團(tuán)聚體中分布的影響. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2007, 40(8): 1703- 1711.

[33] 閆穎, 何紅波, 白震, 解宏圖, 張旭東. 有機(jī)肥對棕壤不同粒級有機(jī)碳和氮的影響. 土壤通報, 2008, 39(4): 738- 742.

[34] 盧英, 甘海華, 徐盛榮. 紅壤及其有機(jī)無機(jī)復(fù)合體有機(jī)質(zhì)和氮素特征的研究. 土壤通報, 1996, 27(1): 29- 32.

[35] Blair G J, Lefroy R D B, Singh B P, Till A R. Development and use of a carbon management index to monitor changes in soil C pool size and turnover rate // Cadisch G, Giller K E eds. Drive by Nature: Plant Litter Quality and Decomposition, Wallingford, UK: CAB International, 1997: 273- 281.

[36] Kandeler E, Palli S, StemmerM, Gerzabek M H. Tillage changes microbial biomass and enzyme activities in particle-size fractions of a Haplic Chernozem. Soil Biology and Biochemistry, 1999, 31(9): 1253- 1264.

[37] 陳伏生, 曾德慧, 陳廣生, 范志平. 開墾對草甸土有機(jī)碳的影響. 土壤通報, 2004, 35(4): 413- 419.

[38] 李戀卿, 潘根興, 張旭輝. 退化紅壤植被恢復(fù)中表層土壤微團(tuán)聚體及其有機(jī)碳的分布變化. 土壤通報, 2000, 31(5): 193- 195.

[39] Oelbermann M, Echarte L. Evaluating soil carbon and nitrogen dynamics in recently established maize-soyabean inter-cropping systems. European Journal of Soil Science, 2011, 62(1): 35- 41.

[40] Inal A, Gunes A, Zhang F, Cakmak I. Peanut/maize intercropping induced changes in rhizosphere and nutrient concentrations in shoots. Plant Physiology and Biochemistry, 2007, 45(5): 350- 356.

Effects of grassland species identity and cultivation time on organic carbon in cultivated soil in Lhasa, Tibet, China

JIANG Jing1, 2, WANG Mozhu3，SONG Minghua1, *, SHI Peili1, ZONG Ning1, 2

1KeyLaboratoryofEcosystemNetworkObservationandModeling,LhasaNationalEcologicalResearchStation，KeyLaboratoryofEcosystemNetworkObservationandModeling,InstituteofGeographicSciencesandNaturalResourcesResearch,ChineseAcademyofSciences,Beijing100101,China2UniversityofChineseAcademyofSciences，Beijing100049,China3CollegeofForestry,BeijingForestryUniversity,Beijing100083,China

Effects of grassland species identity and cultivation time on soil organic carbon were studied in cultivated soil in Lhasa National Ecological Research Station, Chinese Academy of Sciences in Tibet, China. Soil samples were collected from one type of local original montane shrub soil (control) and five types of cultivated soil with different grassland species and cultivation time, i.e. one type ofDactylisglomerataL. soil having been cultivated for 10 years (D10), two types ofElymusnutansGriseb. soil having been cultivated for 4 and 10 years (E4 and E10), and two types ofMedicagosativaLinn. soil having been cultivated for 3 and 10 years (M3 and M10). Compared with the control (the montane shrub soil), D10 significantly increased total organic carbon (TOC) in soil at both 0—5 cm and 10—30 cm, but did not significantly affect it in soil at 5—10 cm. E10 significantly decreased TOC in soil at 0—5 cm, and M10 significantly increased TOC in soil at both 0—5 cm and 10—20 cm. All these differences in TOC resulted from different responses of organic carbon in soil fractions to species identity and cultivation time. In D10, particulate organic carbon (POC) of coarse sand (250—2000 μm) decreased and mineral-associated organic carbon (MOC) of silt and clay (<50 μm) increased in soil depths of 0—5 cm and 10—30 cm compared to the control. E10 significantly reduced POC of sand (50—2000 μm) and MOC of coarse clay (0.2—2 μm) in soil depth of 0—5 cm, but increased MOC of fine clay (<0.2 μm) at the same soil depth. In M10, POC of coarse sand (250—2000 μm) decreased and MOC of silt (2—50 μm) increased in soil depth of 0—5 cm. In addition, in soil of 10—20 cm in M10, POC of coarse sand (250—2000 μm) decreased, but POC of fine sand (50—250 μm), MOC of silt (2—50 μm) and MOC of fine clay (<0.2 μm) increased. Compared to E4, E10 significantly decreased TOC in soil of 10—20 cm. And E10 reduced POC of coarse sand (250—2000 μm) and increased POC of fine sand (50—250 μm) and MOC (<50 μm) compared to E4. Compared to M3, M10 significantly decreased TOC in soil of 5—30 cm. Although M10 significantly increased POC of fine sand (50—250 μm) and MOC of coarse clay (0.2—2 μm) in soil of 0—5 cm, it significantly reduced MOC of fine clay (<0.2 μm). In soil of 5—10 cm in M10, compared to M3, POC of sand (50—2000 μm) significantly decreased and MOC of coarse clay (0.2—2 μm) increased. M10 significantly increased MOC of coarse clay (0.2—2 μm) in soil of 10—20 cm, but decreased POC of coarse sand (250—2000 μm) and MOC of fine clay (<0.2 μm). Meanwhile, significant decrease in POC of sand (50—2000 μm), MOC of silt (2—50 μm) and fine clay (<0.2 μm) were observed in soil depth of 20—30 cm in M10. The results indicated that short cultivation time were beneficial to the enhancement of soil organic carbon sequestration.

cultivated species；cultivation time；soil organic carbon；cultivated soil；shrub soil

國家基礎(chǔ)研究計(jì)劃973項(xiàng)目(2010CB951704); 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所2010年度資助部署創(chuàng)新項(xiàng)目(201003012); 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所優(yōu)秀青年人才基金項(xiàng)目(2011RC101)

2013- 04- 01;

日期:2014- 03- 25

10.5846/stxb201304010571

*通訊作者Corresponding author.E-mail: songmh@ignsrr.ac.cn

蔣婧，王沫竹，宋明華,石培禮,宗寧.牧草種類與耕作時間對拉薩牧草種植地土壤不同組分有機(jī)碳的影響.生態(tài)學(xué)報,2015,35(2):424- 433.

Jiang J, Wang M Z，Song M H, Shi P L, Zong N.Effects of grassland species identity and cultivation time on organic carbon in cultivated soil in Lhasa, Tibet, China.Acta Ecologica Sinica,2015,35(2):424- 433.