李建平，陳婧，謝應(yīng)忠,2*

(1.寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏 銀川 750021；2. 西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，寧夏 銀川 750021)

?

封育草地與棄耕地土壤碳氮固持及固持速率動(dòng)態(tài)

李建平1，陳婧1，謝應(yīng)忠1,2*

(1.寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏 銀川 750021；2. 西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，寧夏 銀川 750021)

研究植被恢復(fù)對(duì)土壤碳氮?jiǎng)討B(tài)的影響，對(duì)了解陸地生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)，應(yīng)對(duì)全球溫室效應(yīng)具有重要意義。本研究以黃土高原丘陵區(qū)封育草地和棄耕地為對(duì)象，分別以放牧草地和農(nóng)田為參照，對(duì)比分析了封育14年草地和棄耕地0～300 cm土層土壤有機(jī)碳(SOC)和土壤全氮(STN)儲(chǔ)量、固持量及固持速率。結(jié)果表明，封育草地和棄耕地顯著增加SOC儲(chǔ)量，并且二者封育14年后SOC儲(chǔ)量相同；在0～200 cm土壤中，封育14年草地與棄耕地STN儲(chǔ)量相對(duì)于對(duì)照并無(wú)增加，0～300 cm土壤中，封育14年草地STN儲(chǔ)量顯著高于棄耕地(P<0.05)；棄耕地SOC固持及固持速率顯著高于封育草地，封育14年棄耕地SOC固持主要發(fā)生在0～140 cm表層土壤；0～100 cm土壤棄耕地STN固持及固持速率顯著高于封育草地，0～300 cm土壤棄耕地STN固持及固持速率顯著低于封育草地。以上結(jié)果表明，封育和棄耕均可顯著提高土壤碳儲(chǔ)量，并未明顯提升土壤氮儲(chǔ)量，棄耕地有較高的SOC固持量及固持速率。

封育草地；棄耕地；土壤有機(jī)質(zhì)；土壤全氮；碳固持

全球土壤碳庫(kù)為2500 Gt，是大氣碳庫(kù)的3.3倍，是生物碳庫(kù)的4.5倍，其微小的變化可能引起大氣CO2濃度的較大波動(dòng)，進(jìn)而影響溫室效應(yīng)和全球氣候變化[1]，植被恢復(fù)是促進(jìn)土壤碳氮恢復(fù)的重要途徑[2]。自1999年以來(lái)，國(guó)家在黃土高原水土流失區(qū)實(shí)施了封山禁牧和退耕還林(草)工程措施，有效提高了土壤碳氮儲(chǔ)量[3-6]。封育是黃土高原較為普遍的一種植被恢復(fù)的工程措施，封育前土地利用形式差異性，決定了天然退化草地或棄耕地封育后對(duì)土壤碳氮積累不盡相同，因此系統(tǒng)研究天然退化草地和棄耕地兩種工程措施對(duì)土壤碳氮貢獻(xiàn)，有助于準(zhǔn)確評(píng)估生態(tài)系統(tǒng)碳氮固持及估算草地碳氮固持潛力。

研究表明,退化草地封育不僅有利于草地植被恢復(fù)[7-8]，改變著草地土壤的物理結(jié)構(gòu)[3]與養(yǎng)分組成[9]，同時(shí)增加了植被生物量，降低了土壤碳的輸出速率，進(jìn)而提高草地碳密度，并且土壤碳密度在封育30年后仍呈增長(zhǎng)態(tài)勢(shì)[10-12]，但是，也有研究表明封育雖然可顯著提高黃土高原半干旱區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)碳密度，過(guò)長(zhǎng)時(shí)間的封育阻礙草地的更新和固碳潛力發(fā)揮[13]。退耕作為一種重要的土地利用變化方式，由于其在生態(tài)系統(tǒng)固碳等方面的優(yōu)勢(shì)，已經(jīng)在許多國(guó)家被廣泛采用，也成為應(yīng)對(duì)全球氣候變化的重要措施之一[13-15]，農(nóng)地退耕后有效提升黃土高原土壤碳、氮含量[3,6], 研究表明，我國(guó)西南喀斯特峰叢洼地[16]和河西走廊中段綠洲[17]退耕后，土壤有機(jī)質(zhì)和其他養(yǎng)分含量均有所增加。然而很少有研究比較分析退化草地和棄耕地對(duì)土壤碳氮的影響。

本研究以黃土高原固原丘陵區(qū)典型封育草地和棄耕地為對(duì)象，分別以放牧草地和農(nóng)田為參照，通過(guò)對(duì)比分析封育草地和棄耕地在長(zhǎng)期封育過(guò)程中深層土壤碳氮固持及固持速率動(dòng)態(tài)，探討封育措施對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)固碳能力的影響，以期為黃土高原地區(qū)草地資源碳氮精準(zhǔn)評(píng)估和開(kāi)發(fā)利用提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

試驗(yàn)樣地位于寧夏固原東北部45 km 處的云霧山草原，處于黃土高原腹地溫帶半干旱氣候區(qū)，具有典型的半干旱氣候特征，植被類(lèi)型為典型草原。地理范圍為106°21′-106°27′ E，36°10′-36°17′ N，海拔1700～2148 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(lèi)型以山地灰褐土和黑壚土為主，水資源補(bǔ)給主要來(lái)源于大氣降水。主要優(yōu)勢(shì)植物有長(zhǎng)芒草(Stipabungeana)、大針茅(Stipagrandis)、百里香(Thymusmongolicus)、鐵桿蒿(Artemisiasacrorum)、星毛委陵菜(Potentillaacaulis)等[18-19]。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，為本研究提供了良好的條件。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 野外采樣 本研究于2014年7月在云霧山自然保護(hù)區(qū)緩沖區(qū)和實(shí)驗(yàn)區(qū)分別選取封育14年放牧草地(FG 14a)、封育14年棄耕地(FAL 14a)、放牧草地和種植苜蓿耕地各3塊，其中放牧草地作為封育草地對(duì)照(CK1)，苜蓿耕地作為棄耕地對(duì)照樣地(CK2)。首先，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0～300 cm，每個(gè)樣方中重復(fù)3次取樣，每20 cm土壤取樣1次，將取好的樣品按層分裝在自封袋中，并用標(biāo)簽寫(xiě)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，將土樣風(fēng)干后過(guò)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)行土壤有機(jī)碳(soil organic carbon，SOC)、土壤全氮(soil total nitrogen,STN)等土壤理化性質(zhì)測(cè)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(cè)量，STN采用半微量凱氏蒸餾法測(cè)量[20]。

1.2.2 數(shù)據(jù)分析與處理 SOC儲(chǔ)量可以根據(jù)一定土壤厚度中的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(cè)定土壤容重和SOC含量，然后，通過(guò)以下公式計(jì)算土壤碳儲(chǔ)量(Cs)[21]：

(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(wú)礫石，所以公式中略去礫石含量參數(shù)?？傮w土壤碳儲(chǔ)量，將各層碳儲(chǔ)量累加。

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(guò)度放牧(封育0年)SOC儲(chǔ)量作為基準(zhǔn)值來(lái)計(jì)算封育后SOC儲(chǔ)量的變化率；把苜蓿耕地作為基準(zhǔn)來(lái)計(jì)算棄耕地封育后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(guò)度放牧草地或苜蓿耕地土壤有機(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+kxΔAge

(3)

式中：k為土壤固定有機(jī)碳速率(Mg/hm2·yr);ΔAge為恢復(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)

SOC固持計(jì)算，封育14年SOC固持為封育14年草地SOC儲(chǔ)量與放牧草地SOC儲(chǔ)量之差，棄耕地封育14年SOC固持為棄耕地封育14年與苜蓿耕地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)镾TN(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 SOC儲(chǔ)量

由表1可知，不同土地管理方式下，SOC儲(chǔ)量差異明顯。封育14年草地與棄耕地t測(cè)驗(yàn)表明，封育14年后0～120 cm土壤每20 cm土層SOC儲(chǔ)量無(wú)差異(P>0.05)，而120～180 cm土壤中棄耕地SOC儲(chǔ)量顯著高于封育14年草地(P<0.05)，180～240 cm 封育草地與棄耕地SOC儲(chǔ)量無(wú)統(tǒng)計(jì)學(xué)差異，240～300 cm土層棄耕地SOC儲(chǔ)量顯著高于封育草地。放牧草地和苜蓿地各土層SOC儲(chǔ)量進(jìn)行t測(cè)驗(yàn)，結(jié)果顯示0～60 cm土層放牧草地SOC儲(chǔ)量顯著高于苜蓿地(P<0.05)，60～80 cm土層SOC儲(chǔ)量無(wú)差異，80～300 cm各土層土壤SOC儲(chǔ)量苜蓿地顯著高于放牧草地。通過(guò)對(duì)不同土地管理方式下同一土層差異性分析可以看出，在0～300 cm土層封育草地SOC儲(chǔ)量顯著高于放牧草地，0～160 cm土層棄耕地SOC儲(chǔ)量顯著高于對(duì)照苜蓿地，180～300 cm土層棄耕地與對(duì)照苜蓿地SOC儲(chǔ)量無(wú)統(tǒng)計(jì)學(xué)差異。

封育14年草地和棄耕地0～100 cm土層SOC儲(chǔ)量分別為(264±21)和(278±14) Mg/hm2，對(duì)照放牧草地和苜蓿地SOC儲(chǔ)量分別顯著低于封育和棄耕地(P<0.05)，其SOC儲(chǔ)量分別為(145±9)和(94±8) Mg/hm2，對(duì)照放牧草地SOC儲(chǔ)量顯著高于對(duì)照苜蓿地(P<0.05)；0～200 cm土層和0～300 cm土層封育草地與棄耕地SOC儲(chǔ)量無(wú)差異，放牧對(duì)照與苜蓿地對(duì)照之間SOC儲(chǔ)量也無(wú)顯著統(tǒng)計(jì)學(xué)差異(圖1)。同時(shí)，由圖1可以看出，封育14年草地和棄耕地土壤碳積累主要發(fā)生在0～100 cm土層，相對(duì)于0～200 cm土層，0～300 cm土層SOC積累較少。

表1 不同土地管理形式不同土層SOC碳儲(chǔ)量

Table 1 Soil organic carbon storage of different soil layers in diversification of land manage forms

土層Soillayers(cm)土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量SOCstorage(Mg/hm2)FG14aFAL14aT-testCK1CK2T-test0～2073.12±4.43a76.96±5.12aP>0.0550.64±2.28b21.74±1.32cP<0.0520～4064.82±8.06a63.35±0.84aP>0.0539.76±2.77b18.25±0.90cP<0.0540～6053.63±2.22a53.35±1.92aP>0.0528.72±2.36b20.65±2.39cP<0.0560～8041.90±3.14b47.39±5.04aP>0.0517.25±1.37c16.82±1.84cP>0.0580～10030.12±3.48a34.56±1.06aP>0.058.33±0.74c16.17±1.49bP<0.05100～12026.13±3.77a24.18±4.06aP>0.057.00±0.94c18.43±0.33bP<0.05120～14013.52±2.26b17.20±4.87aP<0.054.73±0.88c13.54±0.63bP<0.05140～16013.00±1.49b17.14±3.69aP<0.054.30±0.36c12.98±0.94bP<0.05160～18011.65±2.53b15.35±1.56aP<0.055.33±0.21c12.19±2.20abP<0.05180～20010.31±2.51b13.58±0.83aP>0.054.98±0.09c11.43±1.22abP<0.05200～2208.58±1.77b9.68±1.75abP>0.055.27±0.69c10.78±1.33aP<0.05220～2408.32±2.45b10.14±2.02aP>0.053.77±0.18c9.68±2.01abP<0.05240～2605.13±1.92b9.93±1.03aP<0.052.40±0.10c9.43±1.49aP<0.05260～2806.50±1.57b8.22±0.79aP<0.053.22±0.31c7.83±0.39abP<0.05280～3005.20±0.15b7.69±1.39aP<0.053.21±0.22c7.19±0.30aP<0.05

注：FG 14a代表封育14年放牧草地，F(xiàn)AL 14a代表封育14年棄耕地，CK1代表放牧草地，CK2代表苜蓿地，t-test 代表t測(cè)驗(yàn)顯著水平，數(shù)據(jù)為SOC儲(chǔ)量±標(biāo)準(zhǔn)誤, 不同字母表示在0.05水平差異顯著，下同。
Note:FG 14a is fencing grassland for 14 years, FAL 14a is fencing abandoned lands for 14 years, CK1is pastured farmland, CK2is alfalfa farmland，t-test isttest for variance at different level, the values are mean of SOC storage±SE, different letters mean significant difference at the 0.05 level, the same below.

2.2 STN儲(chǔ)量

圖1 不同土地利用形式不同土壤深度SOC儲(chǔ)量Fig.1 SOC storage of different soil depth in diversification of land manages forms不同小寫(xiě)字母表示差異顯著(P<0.05)，下同。The different letters mean significant differences at the 0.05 level, the same below.

成對(duì)數(shù)據(jù)t測(cè)驗(yàn)可知(表2)，封育14年草地0～120 cm土壤每20 cm土層STN儲(chǔ)量與棄耕地?zé)o差異，在120～200 cm土壤中，封育草地STN儲(chǔ)量顯著高于棄耕地，200～300 cm土層中封育與棄耕地STN儲(chǔ)量并無(wú)差異。同時(shí)，0～80 cm土壤每20 cm土層STN儲(chǔ)量放牧草地顯著高于苜蓿地，80～180 cm土壤每20 cm土層STN儲(chǔ)量不盡相同，大體表現(xiàn)為放牧草地STN儲(chǔ)量大于等于苜蓿草地，180～200 cm土層苜蓿地STN儲(chǔ)量顯著大于放牧草地(P<0.05), 200～300 cm土層STN儲(chǔ)量苜蓿地與放牧草地?zé)o顯著差異。從方差分析可以得出，0～160 cm土壤每20 cm土層封育14年草地與對(duì)照放牧草STN儲(chǔ)量并無(wú)差異，160～180 cm和180～200 cm土層STN儲(chǔ)量封育14年草地顯著大于對(duì)照放牧草地，200～300 cm土層STN儲(chǔ)量封育14年草地與其對(duì)照放牧草地相等。而0～20 cm、20～40 cm和40～60 cm土層棄耕地STN儲(chǔ)量顯著高于對(duì)照苜蓿地；除了180～200 cm土層對(duì)照苜蓿地STN儲(chǔ)量大于棄耕地外，60～300 cm各土層，棄耕地STN儲(chǔ)量與對(duì)照苜蓿STN儲(chǔ)量相等。

表2 不同土地管理形式土壤全氮儲(chǔ)量

Table 2 STN storage of different layers in diversification of land manages forms

土層Soillayers(cm)土壤全氮儲(chǔ)量STNstorage(Mg/hm2)FG14aFAL14aT-testCK1CK2T-test0～205.59±0.97a5.50±0.55aP>0.055.68±0.22a3.37±0.23bP<0.0520～406.54±0.38a5.52±0.46aP>0.055.64±0.20a3.34±0.30bP<0.0540～605.39±0.78a4.34±0.26aP>0.054.99±0.35a2.96±0.05bP<0.0560～805.52±0.82a3.47±0.43bP>0.054.18±0.60ab3.20±0.26bP<0.0580～1004.06±0.85a2.93±0.33aP>0.053.71±0.35a3.28±0.23aP>0.05100～1204.23±0.79a2.31±0.29aP>0.053.60±0.12a2.69±0.21aP>0.05120～1404.19±0.68a2.18±0.17cP<0.053.71±0.28ab2.71±0.13bcP<0.05140～1603.91±0.71a2.12±0.22bP<0.052.84±0.19ab2.62±0.07bP>0.05160～1803.75±0.51a1.81±0.20bP<0.051.95±0.14b2.96±0.19bP>0.05180～2003.60±0.41a1.74±0.13cP<0.051.96±0.12c2.77±0.15bP<0.05200～2203.23±0.89a1.83±0.12aP>0.052.29±0.18a2.18±0.25aP>0.05220～2402.68±0.29a1.73±0.10aP>0.052.23±0.12a2.46±0.28aP>0.05240～2602.66±0.49a1.91±0.10aP>0.052.08±0.15a2.13±0.35aP>0.05260～2802.56±0.21a1.81±0.26bP>0.052.00±0.18ab2.08±0.16abP>0.05280～3002.65±0.38a1.98±0.21aP>0.052.06±0.26a2.33±0.39aP>0.05

如圖2所示，在0～100 cm土壤中， 封育14年草地與對(duì)照放牧草地STN儲(chǔ)量無(wú)統(tǒng)計(jì)學(xué)差異，數(shù)值分別為(27±3.8)和(24±1.7) Mg/hm2，棄耕地與其對(duì)照苜蓿地STN儲(chǔ)量無(wú)差異，分別為(22±2.0)和(16±1.1) Mg/hm2，但是封育14年草地及放牧草地STN儲(chǔ)量顯著高于苜蓿地(P<0.05)。0～200 cm土壤中封育14年草地STN儲(chǔ)量為(47±6.9) Mg/hm2,顯著高于棄耕地及兩個(gè)對(duì)照。與0～200 cm相同，0～300 cm土壤中，封育14年草地STN儲(chǔ)量為(61±9.2) Mg/hm2,顯著高于封育14年棄耕地、對(duì)照放牧草地和苜蓿地，棄耕地、放牧草地和苜蓿地0～200 cm和0～300 cm 土層中STN儲(chǔ)量無(wú)差異。

圖2 不同土地管理形式不同土壤深度STN儲(chǔ)量Fig.2 STN storage of different soil depth in diversification of land manages forms

2.3 STN與SOC固持及固持速率

長(zhǎng)期封育狀態(tài)下，溫帶草地可固持大量SOC(表3)。0～40 cm土壤，封育14年草地SOC固持量為(47.5±8.0) Mg/hm2，平均SOC固持速率為(3.66±0.62) Mg/(hm2·年)，棄耕地SOC固持為(100.32±5.31) Mg/hm2,顯著高于封育14年草地(P<0.05)，棄耕地SOC固持速率為(7.72±0.41) Mg/(hm2·年)。在0～100 cm土層中，封育14年草地SOC固持及固持速率分別為(118.9±3.6) Mg/hm2和(9.14±0.28) Mg/(hm2·年)，顯著低于棄耕地SOC固持及固持速率。在0～200 cm土壤中棄耕地SOC固持與固持速率顯著高于封育草地，數(shù)值分別為(200.87±16.03) Mg/hm2和(15.45±1.23) Mg/(hm2·年)，但是0～300 cm土壤中封育草地和棄耕地SOC固持量及固持速率并無(wú)顯著差異(P>0.05)，說(shuō)明200～300 cm土層中封育草地積累了大量SOC。通過(guò)縱向比較可以看出，封育14年草地各土層對(duì)SOC固持及固持速率都有貢獻(xiàn)，而棄耕地200～300 cm土壤對(duì)于SOC固持量及固持速率貢獻(xiàn)甚微。

表3 封育草地與棄耕地SOC固持與固持速率

Table 3 SOC quantity and its speed in soil of FG14 and FAL14a

土層Soillayers(cm)FG14aSOC固持量Quantity(Mg/hm2)SOC固持速率Speed[Mg/(hm2·yr)]FAL14aSOC固持量Quantity(Mg/hm2)SOC固持速率Speed[Mg/(hm2·yr)]0～4047.5±8.03.66±0.62100.32±5.317.72±0.410～100118.9±3.69.14±0.28181.98±6.3514.00±0.490～140146.8±3.711.29±0.29191.39±14.4714.72±1.110～200167.2±2.512.86±0.19200.87±16.0315.45±1.230～240175.0±6.513.46±0.50200.22±16.3015.40±1.250～300183.0±9.714.08±0.75201.61±18.4015.51±1.42

表4可以看出，封育對(duì)于退化草地能夠顯著提升STN固持，而對(duì)于棄耕地STN固持提升相對(duì)較少。0～40 cm土壤，封育14年棄耕地STN固持及固持速率顯著高于封育14年草地，分別為(4.31±1.30) Mg/hm2和(0.33±0.10) Mg/(hm2·年)；0～140 cm土壤中封育草地和棄耕地STN固持及固持速率基本相同，0～200 cm土層中封育14年草地STN固持量及固持速率顯著高于封育14年棄耕地，數(shù)值分別為(8.52±6.74) Mg/hm2和(0.66±0.52) Mg/(hm2·年)，0～300 cm土壤STN固持量及固持速率封育草地顯著高于棄耕地。另外，封育14年草地STN固持隨著土層的增加而增加，相反封育14年棄耕地STN固持隨著土層深度增加而降低，從分析結(jié)果可以看出,土層深度大于100 cm時(shí)，棄耕地STN固持開(kāi)始降低，表明100～300 cm土層在封育過(guò)程中處于STN流失狀態(tài)。

表4 封育草地與棄耕地STN固持與固持速率

Table 4 STN quantity and its speed in soil of FG14 and FAL14a

土層Soillayers(cm)FG14aSTN固持量Quantity(Mg/hm2)STN固持速率Speed[Mg/(hm2·yr)]FAL14aSTN固持量Quantity(Mg/hm2)STN固持速率Speed[Mg/(hm2·yr)]0～400.80±1.570.06±0.124.31±1.300.33±0.100～1002.90±4.650.22±0.365.62±1.400.43±0.110～1404.01±6.420.31±0.494.71±1.430.36±0.110～2008.52±6.740.66±0.522.03±1.650.16±0.130～2409.90±6.430.76±0.490.96±2.110.07±0.160～30011.63±5.780.89±0.440.12±3.190.01±0.25

3 結(jié)論與討論

研究表明封育14年草地和棄耕地顯著提升SOC儲(chǔ)量。封育草地和棄耕地相對(duì)于放牧草地和苜蓿耕地，SOC儲(chǔ)量顯著增加，這與前人研究結(jié)果相符合[21-22]。由圖1可以看出，相對(duì)于CK1和CK2，封育14年草地和棄耕地0～100 cm土壤中SOC儲(chǔ)量分別增加了54.1%和66.2%，0～200 cm土壤增加了44.1%和55.4%，表明封育對(duì)于表層土壤有機(jī)碳的貢獻(xiàn)量非?？捎^。從不同土層SOC儲(chǔ)量來(lái)看，封育草地0～300 cm每20 cm土層中SOC儲(chǔ)量均高于放牧草地CK1，意味著封育草地SOC積累發(fā)生在0～300 cm的所有土層，相反封育14年棄耕地在0～160 cm地各土層SOC儲(chǔ)量顯著高于對(duì)照CK2苜蓿地，但在160～300 cm土層中封育耕地相對(duì)于CK2并無(wú)差異，說(shuō)明棄耕地封育14年過(guò)程中，SOC積累主要發(fā)生在0～160 cm土層中，深層土壤變化較小，原因是植被恢復(fù)過(guò)程中植物根系和枝葉凋落物對(duì)于SOC貢獻(xiàn)從表層土壤開(kāi)始，地上和地下部分生物量，進(jìn)而增加植物向土壤碳的輸送[22]，植被恢復(fù)與土壤碳儲(chǔ)量緊密相關(guān)[23-25]。此外，通過(guò)比較CK1和CK2在0～100 cm土層SOC儲(chǔ)量可以發(fā)現(xiàn)，CK1顯著高于CK2，耕地相對(duì)于放牧草地消耗大量SOC。

由表2和圖2對(duì)比可以看出，封育14年草地0～100 cm和0～200 cm土層STN儲(chǔ)量相對(duì)于CK1放牧草地并無(wú)顯著積累，但是0～300 cm土層中封育14年草地STN儲(chǔ)量顯著高于CK1，表明相對(duì)于放牧草地，封育草地STN積累發(fā)生在200～300 cm土層，而0～200 cm土層STN積累和消耗相抵消，處于氮交換平衡狀態(tài)。相反，對(duì)于封育14年棄耕地0～100 cm土層STN儲(chǔ)量顯著高于苜蓿地CK2，而0～200 cm和0～300 cm二者之間無(wú)差異，說(shuō)明封育14年棄耕地STN積累發(fā)生在表層，由表3可以看出，STN積累主要發(fā)生在0～60 cm的表層土壤，這與前人研究結(jié)果[23,26]有差異。

封育14年草地和棄耕地SOC儲(chǔ)量在0～100 cm、0～200 cm和0～300 cm土層均無(wú)顯著差異(圖1)，造成二者在SOC固持上無(wú)差異的假象。由于CK2遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于CK1土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量，因此，封育14年棄耕地SOC固持及其固持速率遠(yuǎn)高于封育14年草地。所以棄耕地封育14年后SOC儲(chǔ)量與封育草地相同的主要原因是其SOC固持速率高，因此可以斷定，封育14年草地和耕地SOC儲(chǔ)量達(dá)到一個(gè)相對(duì)持平的狀態(tài)，但是在封育14年后，SOC儲(chǔ)量、SOC固持及固持速率如何變化，需要進(jìn)一步的研究。通過(guò)縱向比較可以看出，封育14年草地各土層對(duì)SOC固持及固持速率都有貢獻(xiàn)，而棄耕地200～300 cm土壤對(duì)于SOC固持量及固持速率貢獻(xiàn)甚微，意味著棄耕地SOC積累主要發(fā)生在0～200 cm土壤中。

封育14年棄耕地STN固持甚微，封育草地STN固持量可觀。由于耕地在生產(chǎn)過(guò)程中，會(huì)人為施入大量氮素，加上CK2苜蓿地為多年生豆科植物，具有一定的固氮能力，因此，封育14年棄耕地在0～300 cm土層STN固持僅為0.12 Mg/hm2。由表4可以看出，草地封育增加深層土壤STN固持，棄耕增加表層土壤STN固持，隨著封育土壤深度增加而減小[27-28]，從分析結(jié)果可以看出土層深度大于100 cm時(shí)，棄耕地STN固持開(kāi)始降低，表明100 cm以下土層在封育過(guò)程中出去STN流失狀態(tài)。

因此，封育草地和棄耕地顯著提高SOC儲(chǔ)量，并且在封育14年后，封育草地和棄耕地SOC儲(chǔ)量基本相同；但是在封育14年后，0～200 cm土層封育草地和退耕STN儲(chǔ)量無(wú)差異，而0～300 cm土層STN儲(chǔ)量封育草地顯著高于棄耕地；棄耕地封育后SOC固持量及固持速率顯著高于封育草地，且SOC累積發(fā)生在表層(0～140 cm)；封育草地STN固持及固持速率在土壤表層(0～140 cm)低于棄耕地，而在深層(140～300 cm)高于棄耕地。

[1] Lal R. Soil carbon sequestration impacts on global climate change and food security. Science, 2004, 304: 1623-1627.

[2] Wang Z Q, Du L L, Zhao M,etal. Differences in soil organic carbon and total nitrogen and their impact factors under different restoration patterns in the Loess Plateau. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(3): 716-722.

[3] Liang A H, Han X H, Zhao F Z,etal. Dynamics of soil carbon and nitrogen stocks following afforestation in gully region of Loess Plateau, China. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2014, (23): 148-157.

[4] Wang C M, Liu Y H, Shao B,etal. Quantifying the soil carbon changes following the afforestation of former arable land. Journal of Beijing Forestry University, 2007, 29(3): 112-119.

[5] Chen D D, Li Q, Zou X Y,etal. How did soil organic carbon and total nitrogen change after grain for green in the Qinghai-Lake farm. Acta Agrestia Sinica, 2014, 22(3): 469-474.

[6] Liu X T, Wei Y C, Yang X L,etal. Effects of different re-vegetation patterns on soil organic carbon and total nitrogen in the wind-water erosion crisscross region, China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(1): 1-11.

[7] Hua J, Zhao S W, Zhang Y,etal. Distribution characteristics of labile organic carbon in soil aggregates in different stages of vegetation restoration of grassland in Yunwu Mountain. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(9): 4613-4619.

[8] Liang A H, Han X H, Zhang Y,etal. Spatio-temporal response of soil carbon and nitrogen relation to the process of vegetation restoration in the gully region of Loess Plateau. Acta Agrestia Sinica, 2013, 21(5): 842-849.

[9] Liu F C, Li H L, Dong Z,etal. Advances in research on enclosure effects on vegetation restoration and soil physicochemical property of degraded grassland. Science of Soil and Water Conservation, 2012, 10(5): 116-112.

[10] He N P, Han X G, Yu G R. Carbon and nitrogen sequestration rate in long-term fenced grasslands in Inner Mongolia, China. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(15): 4270-4276.

[11] Gao Y, Ma H, Chen J M,etal. Ecosystem carbon density of grasslands under different grazing exclusion ages in semiarid region of the Loess Plateau. Acta Agrestia Sinica, 2016, 24(1): 28-34.

[12] Dai R F, Zhai R X, Ge Q S,etal. Topsoil organic carbon storage and its changes in Inner Mongolia grassland from the 1980s to 2010s. Acta Geographica Sinica, 2014, 69(11): 1651-1660.

[13] Wei X R, Li X Z, Jia X X,etal. Accumulation of soil organic carbon in aggregates after forestations on abandoned farmland. Biology and Fertility of Soils, 2013, 49(6): 637-646.

[14] Hu Y L, Zeng D H, Jiang T. Effects of afforested poplar plantations on the stock and distribution of C, N, P at Keerqin Sandy Lands. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(8): 4206-4214.

[15] Post W M, Kwon K C. Soil carbon sequestration and land-use change: Processes and potential. Global Change Biology, 2000, 6: 317-327.

[16] Song T Q, Peng W X, Zeng F P,etal. Soil ecological effects of converting cropland to forest and grassland in depressions between Karst hills. Acta Pedologica Sinica, 2011, 48(6): 1219-1226.

[17] Su Y Z, Liu W J, Yang R,etal. Carbon sequestration effect following retirement of degraded croplands into alfalfa forage land in the middle of Hexi Corridor region, northwest China. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(12): 6385-6391.

[18] Chen J, Hu T M, Chen J M. Responses of vegetation restoration to climate change during the past 30 years in enclosed grassland of Yunwu Mountain in semi-arid region of the Loess Plateau. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(10): 2630-2638.

[19] Deng L, Sweeney S, Shangguan Z P. Grassland responses to grazing disturbance: plant diversity changes with grazing intensity in a desert steppe. Grass and Forage Science, 2014, 69(3): 524-533.

[20] Bao S D. Soil Agro-Chemistrical Analysis[M]. Vision 3.Beijing: China Agricultural Press, 1999: 30.

[21] Deng L, Zhang Z N, Shangguan Z P. Long-term fencing effects on plant diversity and soil properties in China. Soil & Tillage Research, 2014, 137: 7-15.

[22] Deng L, Sweeney S, Shangguan Z P. Long-term effects of natural enclosure: carbon stocks, sequestration rates and potential for grassland ecosystems in the Loess Plateau. Clean-Soil Air Water, 2014, 42(5): 617-625.

[23] Weng B Q, Zheng X Z, Ding H,etal. Effects of vegetation restoration on soil carbon and nitrogen cycles: A review. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013, 24(12): 3610-3616.

[24] Wan H, Liu W G, Wei J. Soil ecological effects of converting cropland to forest and grassland in depressions between Karst hills. Acta Pedologica Sinica, 2015, 34(1): 100-105.

[25] Su J, Zhao S W, Ma J D,etal. Influence of man-made vegetation on carbon pool in southern ningxia region in Loess Plateau. Research of Soil and Water Conservation, 2005, 12(3): 50-52.

[26] Dong G Q, Zhang Y A. Effect of different vegetation on soil nitrogen in loess hilly and gully area. Research of Soil and Water Conservation, 2009, 16(5): 190-193.

[27] Yang J, Sun Z J, Yang H L,etal. Effects of enclosure period on carbon and nitrogen characteristics and components of soil organic carbon inArtemisiadesert. Pratacultural Science, 2016, 33(4): 564-572.

[28] Zhang F H, Liang J, Pang W. Effects of different restoration patterns on soil biological characteristics and soil physical and chemical properties of abandoned salinized field in Xinjiang. Journal of Soil and Water Conservation, 2013, 27(5): 169-172.

[2] 王志齊, 杜蘭蘭, 趙慢, 等. 黃土區(qū)不同退耕方式下土壤碳氮的差異及其影響因素. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 27(3): 716-722.

[3] 梁愛(ài)華, 韓新輝, 趙發(fā)珠, 等. 黃土高原丘陵區(qū)退耕還林地土壤碳氮庫(kù)的動(dòng)態(tài)變化(英文). 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2014, (23): 148-157.

[4] 王春梅, 劉艷紅, 邵彬, 等. 量化退耕還林后土壤碳變化. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 29(3): 112-119.

[5] 陳懂懂, 李奇, 鄒小艷, 等. 青海湖農(nóng)場(chǎng)退耕還林草后的土壤碳氮變化. 草地學(xué)報(bào), 2014, 22(3): 469-474.

[6] 劉學(xué)彤, 魏艷春, 楊憲龍, 等. 水蝕風(fēng)蝕交錯(cuò)帶不同退耕模式對(duì)土壤有機(jī)碳及全氮的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 27(1): 1-11.

[7] 華娟, 趙世偉, 張揚(yáng), 等.云霧山草原區(qū)不同植被恢復(fù)階段土壤團(tuán)聚體活性有機(jī)碳分布特征. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(9): 4613-4619.

[8] 梁愛(ài)華, 韓新輝, 張揚(yáng), 等. 紙坊溝流域退化土壤碳氮關(guān)系對(duì)植被恢復(fù)的時(shí)空響應(yīng). 草地學(xué)報(bào), 2013, 21(5): 842-849.

[9] 劉鳳嬋, 李紅麗, 董智, 等.封育對(duì)退化草原植被恢復(fù)及土壤理化性質(zhì)影響的研究進(jìn)展.中國(guó)水土保持科學(xué), 2012, 10(5): 116-112.

[10] 何念鵬, 韓興國(guó), 于貴瑞.長(zhǎng)期封育對(duì)不同類(lèi)型草地碳貯量及其固持速率的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(15): 4270-4276.

[11] 高陽(yáng), 馬虎, 程積民, 等. 黃土高原半干旱區(qū)不同封育年限草地生態(tài)系統(tǒng)碳密度. 草地學(xué)報(bào), 2016, 24(1): 28-34.

[12] 戴爾阜, 翟瑞雪, 葛全勝, 等. 1980s-2010s內(nèi)蒙古草地表層土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量及其變化. 地理學(xué)報(bào), 2014, 69(11): 1651-1660.

[14] 胡亞林, 曾德慧, 姜濤. 科爾沁沙地退耕楊樹(shù)人工林生態(tài)系統(tǒng)C、N、P儲(chǔ)量和分配格局. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(8): 4206-4214.

[16] 宋同清, 彭晚霞, 曾馥平, 等. 喀斯特峰叢洼地退耕還林還草的土壤生態(tài)效應(yīng). 土壤學(xué)報(bào), 2011, 48(6): 1219-1226.

[17] 蘇永忠, 劉文杰, 楊榮, 等. 河西走廊中段綠洲退化土地退耕種植苜蓿的固碳效應(yīng). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(12): 6385-6391.

[18] 程杰, 呼天明, 程積民. 黃土高原半干旱區(qū)云霧山封禁草原30年植被恢復(fù)對(duì)氣候變化的響應(yīng). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30(10): 2630-2638.

[20] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M]. 第三版. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 1999: 30.

[23] 翁伯琦, 鄭祥洲, 丁洪, 等. 植被恢復(fù)對(duì)土壤碳氮循環(huán)的影響研究進(jìn). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 24(12): 3610-3616.

[24] 萬(wàn)昊, 劉衛(wèi)國(guó), 魏杰. 黃土高原植被演替對(duì)土壤碳庫(kù)及δ(13)C的影響. 生態(tài)學(xué)雜志, 2015, 34(1): 100-105.

[25] 蘇靜, 趙世偉, 馬繼東, 等. 寧南黃土丘陵區(qū)不同人工植被對(duì)土壤碳庫(kù)的影響. 水土保持研究, 2005, 12(3): 50-52.

[26] 董貴青, 張養(yǎng)安. 黃土丘陵溝壑區(qū)不同植被覆蓋對(duì)土壤氮素的影響. 水土保持研究, 2009, 16(5): 190-193.

[27] 楊靜, 孫宗玖, 楊合龍, 等. 封育年限對(duì)蒿類(lèi)荒漠土壤有機(jī)碳組分及其碳、氮特征的影響. 草業(yè)科學(xué), 2016, 33(4): 564-572.

[28] 張鳳華, 梁靜, 龐瑋. 不同恢復(fù)模式對(duì)新疆棄耕地土壤理化性質(zhì)和生物學(xué)特性的影響. 水土保持學(xué)報(bào), 2013, 27(5): 169-172.

Dynamics of soil carbon and nitrogen sequestration and sequestration rate following long-term fencing of grasslands and abandoned farmlands

LI Jian-Ping1, CHEN Jing1, XIE Ying-Zhong1,2*

1.SchoolofAgriculture,NingxiaUniversity,Yinchuan750021,China; 2.BreedingBaseofStateKeyLaboratoryforPreventingLandDegradationandEcologicalRestoration,NingxiaUniversity,Yinchuan750021,China

Determining the effects of different vegetation restoration measures on soil organic carbon (SOC) and total soil nitrogen (TSN) can increase our understanding of carbon and nitrogen cycling in terrestrial ecosystems, which play important roles in moderating the global greenhouse effect. In this study, we evaluated carbon and nitrogen cycling in fenced grassland and abandoned farmland on the Loess Plateau, using grazed grassland and alfalfa farmland as the control and reference sites, respectively. We analyzed SOC storage, TSN storage, SOC sequestration, TSN sequestration, and their sequestration rates in grassland that had been fenced for 14 years and in abandoned farmland (0-300 cm soil depth). The results showed that SOC storage was significantly increased in 14-year-fenced grassland and abandoned farmland, compared with the reference and control sites. The mean values of SOC storage were similar in 14-year-fenced grassland and abandoned farmland; at 0-200 cm depth soil, STN storage in 14-year-fenced grassland was not significantly higher than that in grazed grassland, but at 0-300 cm soil depth, the STN storage was significantly higher in the 14-year-fenced grassland than in abandoned farmland (P<0.05). The amount of SOC sequestration and its rate were significantly higher in abandoned farmland than in fenced grassland. The SOC sequestration in abandoned farmland was almost completely limited to the 0-140 cm depth soil. At 0-100 cm soil depth, the amount of STN sequestration and its rate were significantly higher in abandoned farmland than in fenced grassland, but at 0-300 cm soil depth, the amount of STN sequestration and its rate were significantly lower in abandoned farmland than in fenced grassland. Therefore, 14 years of fencing of grassland and abandoned farmland could significantly increase SOC, but not TSN storage. Compared with fenced grassland, abandoned farmland had a higher SOC sequestration capacity and sequestration rate.

fencing grassland; abandoned farmland; soil organic carbon; soil total nitrogen; carbon sequestration

10.11686/cyxb2016231

http://cyxb.lzu.edu.cn

2016-05-31；改回日期：2016-08-05

中國(guó)博士后科學(xué)基金面上項(xiàng)目(2015M580896)資助。

李建平(1982-)，男，陜西延安人，講師，博士。 E-mail:lijianpingsas@163.com*通信作者Corresponding author. E-mail：xieyz@nxu.edu.cn

李建平, 陳婧, 謝應(yīng)忠. 封育草地與棄耕地土壤碳氮固持及固持速率動(dòng)態(tài). 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(12): 44-52.

LI Jian-Ping, CHEN Jing, XIE Ying-Zhong. Dynamics of soil carbon and nitrogen sequestration and sequestration rate following long-term fencing of grasslands and abandoned farmlands. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(12): 44-52.