張慧玲, 吳建平, 熊 鑫, 褚國(guó)偉, 周?chē)?guó)逸, 張德強(qiáng),*

1 中國(guó)科學(xué)院華南植物園, 廣州 510650 2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

森林生態(tài)系統(tǒng)儲(chǔ)存陸地生態(tài)系統(tǒng)80%以上的植物碳庫(kù)和70%以上的土壤有機(jī)碳庫(kù)[7]。森林生態(tài)系統(tǒng)碳庫(kù)主要分為土壤碳庫(kù)和生物量碳庫(kù),其中土壤碳庫(kù)又包括有機(jī)碳庫(kù)和無(wú)機(jī)碳庫(kù)[8]。土壤有機(jī)碳庫(kù)所占比重較大,其含量是土壤的一個(gè)重要屬性,氣候環(huán)境及土壤的物理、化學(xué)性質(zhì)和生物過(guò)程對(duì)碳庫(kù)具有深遠(yuǎn)地影響[9]。土壤有機(jī)質(zhì)短暫的波動(dòng)及變化最初發(fā)生在其易分解的活性組分[10]。根據(jù)活性有機(jī)碳庫(kù)穩(wěn)定性及周轉(zhuǎn)速率,又可以將其分為活性碳庫(kù)(周轉(zhuǎn)期0.1—4.5年)、慢性碳庫(kù)(周轉(zhuǎn)期5—10年)和惰性碳庫(kù)(周轉(zhuǎn)期50年以上,甚至幾千年)[11]。

土壤中總有機(jī)碳和總氮含量的變化非常緩慢,在短期內(nèi)不能快速靈敏指示土壤碳庫(kù)變化,而活性有機(jī)碳是土壤有機(jī)碳中對(duì)植物養(yǎng)分有高效直接的供應(yīng)作用,且易被土壤微生物分解利用的部分,它能夠更靈敏和迅速地表征土壤碳庫(kù)對(duì)人工措施和環(huán)境條件改變的響應(yīng),因此活性有機(jī)碳被認(rèn)為是早期評(píng)價(jià)土壤性狀、土壤質(zhì)量土壤碳庫(kù)動(dòng)態(tài)變化的良好指標(biāo)[12- 13]。碳庫(kù)管理指數(shù)這一概念是1995年Blair等[14]提出的,它因結(jié)合了土壤有機(jī)碳的活性和質(zhì)量而被廣泛用于農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中土壤質(zhì)量和肥力的評(píng)價(jià)[15]。本文將這一指標(biāo)用于森林生態(tài)系統(tǒng)中,試圖基于碳庫(kù)活度指數(shù)和碳庫(kù)管理指數(shù)等指標(biāo),探討森林土壤有機(jī)碳組分及碳庫(kù)穩(wěn)定性對(duì)模擬酸雨的響應(yīng)特征,為森林生態(tài)系統(tǒng)碳平衡過(guò)程的評(píng)估提供支持。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究地建立在廣東省肇慶市鼎湖山自然保護(hù)區(qū)(112°30′39″—112°33′41″ E,23°09′21″—23°11′30″ N),位于北回歸線附近地區(qū)(圖1),屬于南亞熱帶季風(fēng)性氣候,年均溫為21.0℃,年平均相對(duì)濕度為80%,年降雨量為1927.3mm。干濕季分明,降水集中在4—9月,為濕季,降水量占全年的80%。10月—次年3月為旱季[16]。

圖1 研究地位置及遙感影像Fig.1 The location and an aerial photograph of study site

研究所用土壤分別取自自然保護(hù)區(qū)內(nèi)三個(gè)演替階段的典型森林。1)亞熱帶季風(fēng)常綠闊葉林(以下簡(jiǎn)稱(chēng)季風(fēng)林, BF)：林地海拔250—400m,有著近400年的保護(hù)歷史,是典型的南亞熱帶地帶性植被類(lèi)型,整個(gè)群落屬于演替的最后階段,群落外貌終年常綠,垂直結(jié)構(gòu)與成層結(jié)構(gòu)復(fù)雜,群落優(yōu)勢(shì)樹(shù)種主要有錐栗Castanopsischinensis、木荷Schimasuperba、云南銀柴Aporusayunnanensis、黃果厚殼桂Cryptocaryaconcinna等。季風(fēng)常綠闊葉林樣地的土壤是發(fā)育于母巖為砂頁(yè)巖的赤紅壤,土層深約60—90cm；2)針闊混交林(以下簡(jiǎn)稱(chēng)混交林,MF)：林地海拔100—250m,是馬尾松林向闊葉林進(jìn)化的一個(gè)過(guò)渡類(lèi)型,由人工種植的馬尾松群落被先鋒闊葉樹(shù)種侵入后自然發(fā)展演變而成,群落屬于演替發(fā)展的中期階段,主要建群樹(shù)種有馬尾松Pinusmassoniana與木荷Schimasuperba、錐栗Castanopsischinensis、滇粵山胡椒Linderametcalfiana等。土層厚30—60cm,厚薄不均；3)馬尾松林(以下簡(jiǎn)稱(chēng)松林, PF)：林地海拔50—200m,主要分布于保護(hù)區(qū)的邊緣。該群落處在南亞熱帶森林群落演替的初期階段,有六七十年的歷史。喬木層為馬尾松Pinusmassoniana、白楸Mallotuspaniculatus下層有少量三椏苦Evodialepta、黧蒴Castanopsisfissa等闊葉樹(shù)種侵入。林下物種豐富,包括草本、藤本、灌木和蕨類(lèi)植物。土層較薄,一般不超過(guò)30cm[17]。

1.2 研究方法

1.2.1 野外實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

在上述3種林型中選擇坡向、坡度基本一致的林地,分別設(shè)置12個(gè)10m×10m的樣方,每個(gè)樣方間預(yù)留3m的緩沖帶,樣方四周用PVC板圍起,PVC板插入土壤15cm,地上部分高出地表5cm。根據(jù)Liu 等[18]對(duì)鼎湖地區(qū)近年降水及土壤的pH值,以及酸雨主要成分比例及變化趨勢(shì)的研究,以H2SO4∶HNO3—1∶1的溶液與當(dāng)?shù)氐奶烊缓旌蠟槟M酸雨的實(shí)驗(yàn)材料,以0.5個(gè)pH值為單位,設(shè)計(jì)模擬酸雨分別為3.0、3.5、4.0和對(duì)照組4個(gè)處理,每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。2009年6月開(kāi)始進(jìn)行模擬酸雨處理,每月月初及月中將配置好的模擬酸雨人工均勻地噴灑在林地土壤上,每個(gè)樣方每次噴淋量為40升,對(duì)照樣方則噴淋同樣量的天然湖水。

1.2.2 樣品采集

2014年12月(模擬酸雨處理5.5a)分別在上述3個(gè)實(shí)驗(yàn)樣地中采集土壤樣品。在每個(gè)樣方內(nèi)隨機(jī)選取5個(gè)點(diǎn),去除表面的枯枝落葉,用內(nèi)徑2.5cm的不銹鋼空心土鉆采集0—10和10—20cm兩層土壤,混合后裝入做好標(biāo)記的密封袋中。帶回實(shí)驗(yàn)室去除樣品中而可見(jiàn)的根系石礫動(dòng)植物殘?bào)w等,過(guò)2mm篩后將土壤分成兩份,一份放置4℃冰箱中保存并盡快進(jìn)行土壤微生物碳氮分析,另一份土壤風(fēng)干后備用。

1.2.3 樣品分析及方法

土壤pH值采用水土比2.5∶1電位法測(cè)定[19]；土壤總有機(jī)碳采用濃硫酸重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定[19]；土壤微生物量碳(SMBC)采用氯仿熏蒸浸提法測(cè)定[20]；溶解性有機(jī)碳(DOC)用K2SO4溶液提取[21]。

易氧化有機(jī)碳(Readily oxidation organic carbon, ROC)采用KMnO4氧化法[14,22],稱(chēng)取含碳量約為15—30mg的土樣于離心管中,分別加入25mL濃度分別為333mmol/L、167mmol/L、33mmol/L的KMnO4溶液。振蕩1h后在3000r/min下離心5min,將上清液用去離子水1∶250稀釋,在分光光度計(jì)565nm下測(cè)定稀釋樣品的吸光度。經(jīng)計(jì)算得出不同KMnO4濃度氧化的活性有機(jī)碳含量,非活性有機(jī)碳(NLOC)即為總有機(jī)碳有活性有機(jī)碳含量之差。被333mmol/L、167mmol/L、33mmol/L的KMnO4溶液氧化的活性有機(jī)碳分別用ROC333、ROC167、ROC33表示。

土壤顆粒有機(jī)碳參考Cambardella和Elliott[23]提供的方法測(cè)定。將過(guò)2mm篩的風(fēng)干土去除肉眼可見(jiàn)的植物根系及石礫等雜物,稱(chēng)取10g土樣放入塑料瓶中,加入30mL的5g/L的六偏磷酸納溶液,在往復(fù)振蕩機(jī)上振蕩15h分散。將分散溶液置于53μm篩上用清水沖洗直至瀝濾液清澈為止,將篩上及濾液在60℃下烘干72h到恒重,計(jì)算各自所占土壤比重。其中篩上>53μm組分即為顆粒有有機(jī)碳(POC)。

1.3 指標(biāo)計(jì)算

碳庫(kù)管理指數(shù)(CMI)采用Blair和Lefroy等1995年提出的計(jì)算方法[14]：

碳庫(kù)活度(L)=土壤活性有機(jī)碳含量/土壤非活性有機(jī)碳含量

碳庫(kù)活度指數(shù)(LI)=樣品的碳庫(kù)活度/參考土壤的碳庫(kù)活度

碳庫(kù)指數(shù)(CPI)=樣品總有機(jī)碳含量/參考土壤總有機(jī)碳含量

碳庫(kù)管理指數(shù)(CMI)=碳庫(kù)指數(shù)×碳庫(kù)活度指數(shù)×100=CPI×LI×100

非活性有機(jī)碳(NLOC)=總有機(jī)碳(SOC)-活性有機(jī)碳(LOC)

本文參考土壤選取各林型鄰近的未進(jìn)行酸處理的對(duì)照土壤作為參考土壤。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析在Excel 2010和SPSS 22.0軟件下完成,用SigmaPlot 10.0作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同酸梯度處理下土壤三種活性有機(jī)碳含量

3個(gè)演替階段林型不同酸梯度處理下0—10cm土層3種不同濃度高錳酸鉀溶液氧化的碳含量(ROC333、ROC167、ROC33)分布如圖2,不同演替階段林型3種易氧化有機(jī)碳呈現(xiàn)明顯差異,含量總體趨勢(shì)為ROC333>ROC167>ROC33。ROC333含量為3.055—10.167g/kg,約占土壤總有機(jī)碳的16.8%—36.5%；ROC167含量為1.257—8.542g/kg,約占土壤總有機(jī)碳的7.7%—33.0%；ROC33含量為1.076—3.614g/kg,約占土壤總有機(jī)碳的5.5%—16.3%(圖2,圖3)。

季風(fēng)林3種易氧化碳(ROC)含量有隨著酸處理強(qiáng)度增強(qiáng)而增加的趨勢(shì),其中ROC333、ROC167的含量在pH 3.0、pH 3.5處理顯著高于pH 4.0與CK處理(P<0.05)。混交林ROC333含量在pH 3.0、pH 3.5處理與CK處理呈現(xiàn)極顯著差異(P=0.002)。3個(gè)演替階段林型中混交林MF的3種易氧化有機(jī)碳含量最大,其次為季風(fēng)林、針葉林(P<0.01)。土壤非活性有機(jī)碳在土壤總有機(jī)碳中所占比重比易氧化有機(jī)碳所大,占據(jù)土壤有機(jī)碳的52%—94%。

圖2 不同酸梯度處理下易氧化有機(jī)碳含量Fig.2 The content of readily oxidation organic carbon under different acid treatments不同小寫(xiě)字母表示不同處理間差異達(dá)到顯著(P<0.05,平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差,n=3);BF, 季風(fēng)常綠闊葉林,Monsoon evergreen board-leaved forest；MF, 混交林,Mixed forests; PF, 松林, Pine forest;ROC333,333mmol/L 易氧化碳, 333mmol/L KMnO4 oxidation organic carbon； ROC167, 167mmol/L 易氧化碳, 167mmol/L KMnO4 oxidation organic carbon; ROC33, 33mmol/L 易氧化碳, 33mmol/L KMnO4 oxidation organic carbon

2.2 不同酸梯度處理對(duì)總有機(jī)碳及其他活性有機(jī)碳影響

圖3 不同酸梯度處理下總有機(jī)碳SOC、顆粒碳POC、微生物量碳MBC及溶解性有機(jī)碳DOC的變化Fig.3 Dynamics of soil organic carbon, particulate organic carbon, microbial biomass carbon and dissolved organic carbon under different acid treatments

如圖3,土壤總有機(jī)碳(SOC)在5年的酸處理下,pH 3.0、pH 3.5、pH 4.0、CK 4個(gè)處理下土壤有機(jī)碳含量(g/kg)分別為季風(fēng)林(37.36±0.31、35.29±2.14、30.60±1.17、28.29±1.32),混交林(38.89±1.15、38.58±0.58、38.11±2.14、35.97±3.39)和松林(20.86±4.43、16.20±1.64、14.63±0.91、16.34±1.05)?？傮w來(lái)看,3種林型SOC含量達(dá)到顯著差異(P<0.01),為MF>BF>PF。處理間,季風(fēng)林pH 3.0、pH 3.5顯著大于pH 4.0、CK處理(P=0.006)。

顆粒有機(jī)碳(POC)在季風(fēng)林中有隨著酸處理強(qiáng)度增加而上升的明顯趨勢(shì),但差異不顯著(P=0.141),其他兩個(gè)林型沒(méi)有呈現(xiàn)相似規(guī)律。3種林型間POC的含量達(dá)到顯著差異(P<0.01),大小順序?yàn)椋篗F>BF>PF。POC占SOC的比例為10.17%—60.37%(圖3)。

土壤微生物量碳(SMBC)在不同演替階段森林中含量有隨自然演替而增加的趨勢(shì),且不同林型之間微生物碳含量達(dá)到顯著差異(P<0.01),大小為BF>MF>PF。隨著酸處理強(qiáng)度的增強(qiáng)在3個(gè)演替階段森林中土壤微生物碳含量有下降的趨勢(shì),表明酸處理對(duì)微生物活性有一定的抑制作用,但均未達(dá)到統(tǒng)計(jì)學(xué)差異(P>0.05)(圖3)。

溶解性有機(jī)碳(DOC)也有隨自然演替而增加的趨勢(shì),季風(fēng)林中pH 4.0與pH 3.5處理之間(P=0.03),pH4.0與CK處理之間(P=0.033)達(dá)到顯著差異。針葉林不同酸處理之間也達(dá)到顯著差異(P=0.005)。而不同演替階段森林土壤DOC含量也存在顯著差異(P<0.05), 大小為：BF>MF>PF(圖3)。

2.3 不同酸梯度處理下的碳庫(kù)管理指數(shù)

將各演替階段林型的對(duì)照作參考土壤,對(duì)不同強(qiáng)度酸處理下的碳庫(kù)管理指數(shù)進(jìn)行計(jì)算(表1)。季風(fēng)林、混交林、松林3個(gè)林型ROC333所得CMI與對(duì)照土壤CK相比變化幅度分別為11.83%—47.47%、13.93%—29.25%、10.80%—19.98%,平均變化幅度分別為：31.52%、23.91%、15.95%。3個(gè)演替階段的林型CMI值都有隨酸處理強(qiáng)度增強(qiáng)而增加的趨勢(shì),說(shuō)明酸處理增加了土壤碳庫(kù)管理指數(shù),但各林型在不同處理之間的CMI值沒(méi)有達(dá)到顯著差異(P>0.05)。3種林型中處于演替后期的季風(fēng)林對(duì)酸雨的響應(yīng)更加敏感,碳庫(kù)管理指數(shù)值增加幅度最大,其次為混交林和松林。

表1 模擬酸雨對(duì)土壤活性有機(jī)碳及碳庫(kù)管理指數(shù)的影響

括號(hào)內(nèi)為標(biāo)準(zhǔn)誤差,n=3;L, 碳庫(kù)活度, lability of carbon; CPI, 碳庫(kù)指數(shù), carbon pool index; CMI, 碳庫(kù)管理指數(shù), carbon management index

3 討論

3.1 不同梯度酸處理對(duì)土壤活性有機(jī)碳的影響

對(duì)于土壤活性有機(jī)碳沈宏等將其定義為受植物、微生物等影響強(qiáng)烈且不穩(wěn)定、易氧化、易分解礦化的那部分碳,易被微生物分解利用且能為植物提供高效直接的碳源[24]，是反映土地利用和管理措施對(duì)土壤性狀及質(zhì)量的一個(gè)很好的指標(biāo)[10]。主要包括易氧化有機(jī)碳、顆粒有機(jī)碳、輕組有機(jī)碳、微生物量碳、溶解性有機(jī)碳等[12,25]。通?；钚杂袡C(jī)碳只占土壤碳庫(kù)的很小比例,卻與土壤有機(jī)碳及養(yǎng)分關(guān)系密切[26]

高錳酸鉀氧化的活性有機(jī)碳主要包括的單一碳水化合物、氨基酸和糖類(lèi)、一些簡(jiǎn)單的有機(jī)化合物等[27],其濃度主要受營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和水的影響[28]。Biederbeck等[10]通過(guò)動(dòng)力學(xué)研究指出,土壤有機(jī)質(zhì)的短暫波動(dòng)主要發(fā)生在易氧化分解部分,并選擇易氧化有機(jī)碳、微生物碳等作為土壤活性有機(jī)碳的指示因子。目前高錳酸鉀氧化法測(cè)得的活性有機(jī)碳已被廣泛運(yùn)用很多研究中,這種方法不僅快速廉價(jià),而且對(duì)土地管理措施和環(huán)境變化非常敏感,與土壤總有機(jī)碳和其他組分的活性有機(jī)碳的關(guān)系密切[27,29]。不同濃度KMnO4氧化而得不同活度有機(jī)碳對(duì)不同的類(lèi)型的土壤反應(yīng)也不同。Vieira等[30]指出333mmol/L濃度高錳酸鉀氧化而得的活性有機(jī)碳在熱帶地區(qū)土壤中的響應(yīng)并不敏感,認(rèn)為ROC333所的易氧化有機(jī)碳高估了土壤活性碳含量。Tirol-Padre Ladha[27]研究表明水稻土中土壤333mmol/L濃度的易氧化有機(jī)碳與總有機(jī)碳的相關(guān)性大于與水溶性有機(jī)碳,而與微生物量碳沒(méi)有相關(guān)性,認(rèn)為ROC333更偏向是一種穩(wěn)定性碳。本研究中333mmol/L KMnO4氧化而得的ROC333與SOC及其他活性有機(jī)碳都呈顯著或極顯著的關(guān)系,尤其與POC的相關(guān)性達(dá)到了0.832(表2)。ROC167與ROC33含量與微生物量碳卻沒(méi)有顯著關(guān)系(P>0.05),且ROC333含量在處理間達(dá)到顯著差異(圖2),ROC333、ROC167、ROC33在酸處理的作用下相對(duì)于CK處理其平均變化量分別為：23.33%、23.99%、12.37%(表3)。綜合表明在亞熱帶酸性土壤中ROC333值可以作為土壤活性有機(jī)碳一個(gè)很好的評(píng)價(jià)指標(biāo),與Leroy等一些學(xué)者的研究結(jié)果一致[14,22,25,31]。因此本文在計(jì)算CMI時(shí)也采用的ROC333含量作為活性有機(jī)碳部分。同時(shí)由圖2可得,3種濃度KMnO4氧化所得的活性有機(jī)碳有隨酸處理強(qiáng)度增強(qiáng)而增加的趨勢(shì)。Tirol-Padre 等[27]和Skjemstad等[32]的研究結(jié)果表明高錳酸鉀對(duì)土壤中的木質(zhì)素存在比較敏感,對(duì)纖維素不敏感,所以增加的活性碳可能主要來(lái)源于木質(zhì)素部分。而土壤酸化增加了土壤主要分解木質(zhì)素的真菌生物量,且增加了真菌細(xì)菌比[33]。Wu等[34]利用核磁共振分析土壤中官能團(tuán)有機(jī)碳,在酸雨處理的初期,季風(fēng)林土壤中的烷氧碳有隨酸處理而降低的趨勢(shì),凋落物的分解速率降低,且抑制了土壤呼吸,土壤有機(jī)碳含量增加。所以在本研究中模擬酸雨增加土壤中易氧化有機(jī)碳含量可能主要是酸處理增加了與植物殘?bào)w相結(jié)合的那部分POC含量及抑制微生物分解能力所導(dǎo)致。

表2 不同組分活性有機(jī)碳與總有機(jī)碳的相關(guān)系數(shù)(n=36)

*在0.05水平上顯著相關(guān),** 在0.01水平上顯著相關(guān)；SOC: 土壤有機(jī)碳, Soil organic carbon; ROC333: ROC333,333mmol/L易氧化碳, 333mmol/L KMnO4oxidation organic carbon； ROC167, 167mmol/L易氧化碳, 167mmol/L KMnO4oxidation organic carbon; ROC33, 33mmol/L易氧化碳, 33mmol/L KMnO4oxidation organic carbon; POC: 顆粒有機(jī)碳：Particulate organic carbon; SMBC: 微生物量碳, Soil microbial biomass carbon; DOC: 溶解性有機(jī)碳, Dissolved organic carbon

土壤顆粒有機(jī)碳(POC)由與沙礫結(jié)合的植物殘?bào)w和微生物體組成[23],其結(jié)構(gòu)和組成與輕組有機(jī)質(zhì)性質(zhì)相似。近年來(lái)很多研究表明顆粒有機(jī)碳是反應(yīng)土壤有機(jī)質(zhì)動(dòng)態(tài)變化的良好指標(biāo)[35],對(duì)土地利用,耕作及管理措施非常敏感[36-37]。有學(xué)者用POC代替ROC計(jì)算碳庫(kù)管理指數(shù)[32, 38]。在本研究中POC與SOC及各組分活性有機(jī)碳也都是呈現(xiàn)顯著或極顯著的關(guān)系,表明POC可以作為土壤活性有機(jī)碳的重要組成部分。酸處理相對(duì)于CK處理其平均變化量為：21.56%,較ROC333相對(duì)較弱,比ROC167ROC33敏感性強(qiáng)(表3)。而POC能否代替ROC計(jì)算CMI有待進(jìn)一步的驗(yàn)證。

土壤微生物量碳(SMBC)也是一個(gè)敏感指標(biāo),溫度、濕度、根系及根際分泌物等都會(huì)影響微生物的生物量及活性[39],這一部分碳占土壤總有機(jī)碳的0.3%—7%[40]。土壤溶解性有機(jī)碳(DOC)是地表植被及覆蓋物淋溶,土壤根系分泌及微生物新陳代謝產(chǎn)物[12],對(duì)土壤有機(jī)碳濃度及土壤物理化學(xué)循環(huán)過(guò)程產(chǎn)生重要的影響[41]。研究結(jié)果表明SMBC與DOC之間相關(guān)性顯著,與龔偉等[42]的研究結(jié)果相同。Liang等[43]結(jié)果也驗(yàn)證在這一點(diǎn),在鼎湖山過(guò)去幾年的監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn),模擬酸雨造成的土壤酸化從而引起季風(fēng)林和混交林土壤呼吸的下降,并伴隨著土壤微生物量碳氮的顯著降低,顯著降低了季風(fēng)林土壤pH值。土壤DOC含量在松林有顯著差異且有隨酸強(qiáng)度增加而下降的趨勢(shì),混交林中有這一趨勢(shì)但差異不顯著,季風(fēng)林則未呈現(xiàn)明顯規(guī)律?？赡苡捎谄溆绊懸蛩乇容^復(fù)雜,其來(lái)源有近期的凋落物與土壤中的腐殖質(zhì),還包括一系列有機(jī)物,從簡(jiǎn)單的有機(jī)酸到復(fù)雜的大分子物質(zhì)[20]。因此對(duì)活性碳的變化還需要多次長(zhǎng)期的觀測(cè)。

綜合所得：POC、MBC、DOC占SOC的比例分別為10.17%—60.37%,0.23%—2.4%,0.32%—1.3%。不同組分的活性有機(jī)碳之間及與總有機(jī)碳關(guān)系密切。其中ROC333和POC的含量與SOC關(guān)系最為密切,相關(guān)系數(shù)分別為0.853和0.846。其他組分活性有機(jī)碳與SOC的也有很好的相關(guān)性(表2),表明土壤活性有機(jī)碳含量在很大程度上是由其總有機(jī)碳的含量所決定的,地上部分的森林類(lèi)型在很大程度上決定了有機(jī)質(zhì)的輸入量,從而影響到了土壤中有機(jī)碳的含量,而總有機(jī)碳含量的高低在很大程度上決定了活性有機(jī)碳的豐缺[44- 45]。

3.2 酸處理對(duì)不同演替階段林型CMI的影響

處在演替后期成熟的季風(fēng)林,演替中期的混交林,演替初期的松林對(duì)于酸沉降的響應(yīng)是有明顯差異的。不同的樹(shù)種凋落物的輸入量,有機(jī)碎屑的化學(xué)性質(zhì),細(xì)根生物量,葉片及凋落物的C/N,鐵鋁交換離子的濃度等都會(huì)影響土壤有機(jī)質(zhì)的數(shù)量及質(zhì)量[44]。季風(fēng)林、混交林、松林3個(gè)林型L及LI的均值隨林型演替而降低(表1),說(shuō)明土壤活性有機(jī)碳與非活性有機(jī)碳的比值、酸處理?xiàng)l件下碳庫(kù)活度指數(shù)與對(duì)照碳庫(kù)活度指數(shù)的比值都有隨著森林順向演替而遞減的趨勢(shì),土壤活性碳庫(kù)占總有機(jī)碳庫(kù)比值相對(duì)減小,土壤碳庫(kù)穩(wěn)定性增加。3個(gè)林型L變化幅度均值分別為：1.9%、15.21%和18.08%,LI的變化幅度分別為：8.50%、19.78%和20.53%(表3)說(shuō)明酸處理?xiàng)l件下隨著森林順向演替土壤碳庫(kù)穩(wěn)定性增強(qiáng),活性碳庫(kù)的變化幅度降低。季風(fēng)林、混交林、松林3個(gè)林型CPI的變化幅度均值分別為：22.13%、8.89%和12.11%。土壤的碳庫(kù)指數(shù)變化幅度最大的為季風(fēng)林。說(shuō)明相對(duì)于參考土壤,處于演替后期成熟的季風(fēng)林仍然表現(xiàn)出較強(qiáng)的碳積累能力。季風(fēng)林、混交林、松林3個(gè)林型CMI均值及變化幅度均值隨著森林的順向演替而增加,說(shuō)明隨著森林的順行演替碳固存增加,活度降低,在總有機(jī)碳及活性碳增加的前提下更有利于惰性碳的保存及碳庫(kù)的穩(wěn)定性。

表3 相對(duì)于CK處理各組分活性碳的變化幅度

變化幅度=(處理的含量-CK的含量)/ CK的含量*100%;BF,季風(fēng)常綠闊葉林,Monsoon evergreen board-leaved forest；MF,混交林, Mixed forests; PF,松林,Pine forest;SOC, ROC333, ROC167, ROC33, POC, SMBC, DOC, L, LI, CPI, CMI分別表示土壤有機(jī)碳,333mmol/L 易氧化碳,167mmol/L 易氧化碳,33mmol/L 易氧化碳,顆粒碳,微生物量碳,溶解性碳,碳庫(kù)活度,碳庫(kù)活度指數(shù),碳庫(kù)指數(shù),碳庫(kù)管理指數(shù)

從CMI及不同組分活性碳的變化幅度和差異性可得,3個(gè)演替階段森林對(duì)模擬酸雨的敏感性有隨森林順行演替而增強(qiáng)的趨勢(shì),處于演替頂級(jí)的季風(fēng)林對(duì)模擬酸雨最為敏感,隨著酸處理強(qiáng)度的增加有明顯的變化趨勢(shì)。這種現(xiàn)象的原因有可能是其表層土壤的理化性質(zhì)及林下凋落物層差異所造成。首先,季風(fēng)林及混交林分別作為發(fā)展成熟和過(guò)渡的林型,土壤各組分活性有機(jī)碳與總有機(jī)碳高于松林。酸沉降明顯增加了季風(fēng)林易氧化有機(jī)碳和顆粒有機(jī)碳的含量,碳源的可獲得性提高,惰性碳得以存儲(chǔ),使南亞熱帶成熟森林土壤總有機(jī)碳積累[46]。混交林由于處于生態(tài)系統(tǒng)的上升期,植被生長(zhǎng)旺盛,總有機(jī)碳、易氧化有機(jī)碳及顆粒有機(jī)碳濃度相對(duì)較高,表現(xiàn)出較強(qiáng)的碳積累能力。其次,3個(gè)演替階段林型凋落物的輸入量雖然隨著順行演替而增加,但凋落物的分解速率也是隨著順行演替而增加[47]。這導(dǎo)致松林地表覆被較厚的枯枝落葉層,因而對(duì)酸雨也表現(xiàn)出較強(qiáng)的緩沖能力,土壤總有機(jī)碳及各組分活性有機(jī)碳各處理間沒(méi)有明顯差異。

綜合表3得 CMI是相對(duì)于活性有機(jī)碳和總有機(jī)碳對(duì)模擬酸雨響應(yīng)更加敏感的指標(biāo),本研究中CMI與R333呈顯著相關(guān)(P=0.001),但與其他活性有機(jī)碳沒(méi)有呈現(xiàn)顯著相關(guān),這與Kalambukattu等[48]在喜馬拉雅中部地區(qū)不同土地利用方式CMI變化的研究結(jié)果相同。碳庫(kù)活度L與活度指數(shù)LI可以作為評(píng)價(jià)土壤碳庫(kù)穩(wěn)定性的良好指標(biāo),相比CPI更加敏感。CMI因結(jié)合土壤碳庫(kù)活度與總量,可以良好地指示土壤質(zhì)量與肥力的變化情況[14,49],碳庫(kù)管理指數(shù)越增加是碳庫(kù)固存增加和碳庫(kù)活度降低綜合作用導(dǎo)致[50]。

4 結(jié)論

(1)在模擬酸雨的作用下,鼎湖山3個(gè)演替階段林型的總有機(jī)碳,易氧化有機(jī)碳,顆粒有機(jī)碳都有隨酸處理的增加而增加的趨勢(shì),其中季風(fēng)林的變化最為明顯。微生物量碳及溶解性有機(jī)碳有隨酸強(qiáng)度增加而降低的趨勢(shì)。

(2)ROC333和POC的含量與SOC關(guān)系最為密切,相關(guān)系數(shù)分別為0.853、0.846。以ROC333作為活性碳計(jì)算CMI能夠較好表征森林土壤碳庫(kù)穩(wěn)定性及其對(duì)酸處理的響應(yīng)規(guī)律。

(3)L和LI在酸處理作用下隨著林型演替均值及變化幅度減小,CMI指數(shù)隨著酸處理強(qiáng)度的增強(qiáng)而增加,土壤碳固存增加及碳庫(kù)活度降低,從而碳庫(kù)穩(wěn)定性增加。從不同林型活性有機(jī)碳及CMI值變化來(lái)看,不同林型之間有隨森林的順向演替而對(duì)模擬酸雨響應(yīng)更加敏感的趨勢(shì)。各指標(biāo)對(duì)酸雨敏感性表現(xiàn)為CMI>R333>POC>SMBC>R167>R33>LI>DOC>CPI>SOC。

[1] 張新民, 柴發(fā)合, 王淑蘭, 孫新章, 韓梅. 中國(guó)酸雨研究現(xiàn)狀. 環(huán)境科學(xué)研究, 2010, 23(5): 527- 532.

[2] Galloway J N. Acid deposition: perspectives in time and space. Water, Air, and Soil Pollution, 1995, 85(1): 15- 24.

[3] 廣東省環(huán)境保護(hù)廳. 2015廣東省環(huán)境狀況公報(bào). (2016-06-08) [2016- 10- 20]. http://www.gdep.gov.cn/hjjce/gb/2015ngdhjgb/201606/P020160907349865557904.pdf.

[4] Cao Y Z, Wang S Y, Zhang G, Luo J Y, Lu S Y. Chemical characteristics of wet precipitation at an urban site of Guangzhou, South China. Atmospheric Research, 2009, 94(3): 462- 469.

[5] 中華人民共和國(guó)環(huán)境保護(hù)部. 2015中國(guó)環(huán)境質(zhì)量公報(bào). (2016-05- 20) [2016- 10- 20]. http://www.zhb.gov.cn/hjzl/zghjzkgb/lnzghjzkgb/201606/P020160602333160471955.pdf.

[6] Likens G E, Driscoll C T, Buso D C. Long-term effects of acid rain: response and recovery of a forest ecosystem. Science, 1996, 272(5259): 244- 246.

[7] Lal R. Soil carbon sequestration impacts on global climate change and food security. Science, 2004, 304(5677): 1623- 1627.

[8] Post W M, Kwon K C. Soil carbon sequestration and land-use change: processes and potential. Global Change Biology, 2000, 6(3): 317- 327.

[9] Whitbread A M, Lefroy R D B, Blair G J. A survey of the impact of cropping on soil physical and chemical properties in north-western New South Wales. Australian Journal of Soil Research, 1998, 36(4): 669- 681.

[10] Biederbeck V O, Janzen H H, Campbell C A, Zentner R P. Labile soil organic matter as influenced by cropping practices in an arid environment. Soil Biology and Biochemistry, 1994, 26(12): 1647- 1656.

[11] Parton W J, Schimel D S, Cole C V, Ojima D S. Analysis of factors controlling soil organic matter levels in great plains grasslands. Soil Science Society of America Journal, 1987, 51(5): 1173- 1179.

[12] Haynes R J. Labile organic matter as an indicator of organic matter quality in arable and pastoral soils in New Zealand. Soil Biology and Biochemistry, 2000, 32(2): 211- 219.

[13] Manu V, Whitbread A, Blair N, Blair G. Carbon status and structural stability of soils from differing land use systems in the Kingdom of Tonga. Soil Use and Management, 2014, 30(4): 517- 523.

[14] Blair G J, Lefroy R D B, Lisle L. Soil carbon fractions based on their degree of oxidation, and the development of a carbon management index for agricultural systems. Australian Journal of Agricultural Research, 1995, 46(7): 1459- 1466.

[15] De Bona F D, Bayer C, Dieckow J, Bergamaschi H. Soil quality assessed by carbon management index in a subtropical Acrisol subjected to tillage systems and irrigation. Australian Journal of Soil Research, 2008, 46(5): 469- 475.

[16] 吳厚水. 鼎湖山自然保護(hù)區(qū)水熱狀況及其與生態(tài)環(huán)境的關(guān)系. 熱帶地理, 1982, 2(4): 14- 20.

[17] 彭少麟, 王伯蓀. 鼎湖山森林群落演替之研究. 華南植物學(xué)報(bào), 1993, (試刊1): 34- 42.

[18] Liu J X, Zhou G Y, Zhang D Q. Simulated effects of acidic solutions on element dynamics in monsoon evergreen broad-leaved forest at Dinghushan, China. Part 1: dynamics of K, Na, Ca, Mg and P. Environmental Science and Pollution Research International, 2007, 14(2): 123- 129.

[19] 劉光崧. 土壤理化分析與剖面描述. 北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 1996: 166- 167, 123- 125.

[20] Jenkinson D S, Powlson D S. The effects of biocidal treatments on metabolism in soil-V: a method for measuring soil biomass. Soil Biology and Biochemistry, 1976, 8(3): 209- 213.

[21] 呂國(guó)紅, 周廣勝, 周莉, 賈慶宇. 土壤溶解性有機(jī)碳測(cè)定方法與應(yīng)用. 氣象與環(huán)境學(xué)報(bào), 2006, 22(2): 51- 55.

[22] Lefroy R D B, Blair G J, Strong W M. Changes in soil organic matter with cropping as measured by organic carbon fractions and13C natural isotope abundance. Plant and Soil, 1993, 155(1): 399- 402.

[23] 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.

[24] 沈宏, 曹志洪, 徐志紅. 施肥對(duì)土壤不同碳形態(tài)及碳庫(kù)管理指數(shù)的影響. 土壤學(xué)報(bào), 2000, 37(2): 166- 173.

[25] Lou Y L, Wang J K, Liang W J. Impacts of 22-year organic and inorganic N managements on soil organic C fractions in a maize field, northeast China. Catena, 2011, 87(3): 386- 390.

[26] Li S, Zhang S R, Pu Y L, Li T, Xu X X, Jia Y X, Deng O P, Gong G S. Dynamics of soil labile organic carbon fractions and C-cycle enzyme activities under straw mulch in Chengdu Plain. Soil and Tillage Research, 2016, 155: 289- 297.

[27] Tirol-Padre A, Ladha J K. Assessing the reliability of permanganate-oxidizable carbon as an index of soil labile carbon. Soil Science Society of America Journal, 2004, 68(3): 969- 978.

[28] Song Y Y, Song C C, Yang G S, Miao Y Q, Wang J Y, Guo Y D. Changes in labile organic carbon fractions and soil enzyme activities after marshland reclamation and restoration in the Sanjiang Plain in northeast China. Environmental Management, 2012, 50(3): 418- 426.

[29] Culman S W, Snapp S S, Freeman M A, Schipanski M E, Beniston J, Lal R, Drinkwater L E, Franzluebbers A J, Glover J D, Grandy A S, Lee J, Six J, Maul J E, Mirksy S B, Spargo J T, Wander M M. Permanganate oxidizable carbon reflects a processed soil fraction that is sensitive to management. Soil Science Society of America Journal, 2012, 76(2): 494- 504.

[30] Vieira F C B, Bayer C, Zanatta J A, Dieckow J, Mielniczuk J, He Z L. Carbon management index based on physical fractionation of soil organic matter in an Acrisol under long-term no-till cropping systems. Soil and Tillage Research, 2007, 96(1/2): 195- 204.

[31] 蒲玉琳, 葉春, 張世榕, 龍高飛, 楊麗蓉, 賈永霞, 徐小遜, 李云. 若爾蓋沙化草地不同生態(tài)恢復(fù)模式土壤活性有機(jī)碳及碳庫(kù)管理指數(shù)變化. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2017, 37(2):367- 377.

[32] Skjemstad J O, Swift R S, McGowan J A. Comparison of the particulate organic carbon and permanganate oxidation methods for estimating labile soil organic carbon. Australian Journal of Soil Research, 2006, 44(3): 255- 263.

[33] Lim S M, Cha S S, Shim J K. Effects of simulated acid rain on microbial activities and litter decomposition. Journal of Ecology and Field Biology, 2011, 34(4): 401- 410.

[34] Wu J P, Liang G H, Hui D F, Deng Q, Xiong X, Qiu Q Y, Liu J X, Chu G W, Zhou G Y, Zhang D Q. Prolonged acid rain facilitates soil organic carbon accumulation in a mature forest in Southern China. Science of the Total Environment, 2016, 544: 94- 102.

[35] Bayer C, Mielniczuk J, Martin-Neto L, Ernani P R. Stocks and humification degree of organic matter fractions as affected by no-tillage on a subtropical soil. Plant and Soil, 2002, 238(1): 133- 140.

[36] Chan K Y, Heenan D P, Oates A. Soil carbon fractions and relationship to soil quality under different tillage and stubble management. Soil and Tillage Research, 2002, 63(3/4): 133- 139.

[37] Chan K Y. Soil particulate organic carbon under different land use and management. Soil Use and Management, 2001, 17(4): 217- 221.

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

[39] Sofi J A, Lone A H, Ganie M A, Dar N A, Bhat S A, Mukhtar M, Dar M A, Ramzan S. Soil microbiological activity and carbon dynamics in the current climate change scenarios: a review. Pedosphere, 2016, 26(5): 577- 591.

[40] Wardle D A. A comparative assessment of factors which influence microbial biomass carbon and nitrogen levels in soil. Biological Reviews, 1992, 67(3): 321- 358.

[42] 龔偉, 胡庭興, 王景燕, 宮淵波, 冉華. 川南天然常綠闊葉林人工更新后土壤碳庫(kù)與肥力的變化. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(6): 2536- 2545.

[43] Liang G H, Liu X Z, Chen X M, Qiu Q Y, Zhang D Q, Chu G W, Liu J X, Liu S Z, Zhou G Y. Response of soil respiration to acid rain in forests of different maturity in southern China. PloS One, 2013, 8(4): e62207.

[44] Wang H, Liu S R, Mo J M, Wang J X, Makeschin F, Wolff M. Soil organic carbon stock and chemical composition in four plantations of indigenous tree species in subtropical China. Ecological Research, 2010, 25(6): 1071- 1079.

[45] Russell A E, Raich J W, Valverde-Barrantes O J, Fisher R F. Tree species effects on soil properties in experimental plantations in tropical moist forest. Soil Science Society of America Journal, 2007, 71(4): 1389- 1397.

[46] Zhou G Y, Liu S G, Li Z A, Zhang D Q, Tang X L, Zhou C Y, Yan J H, Mo J M. Old-growth forests can accumulate carbon in soils. Science, 2006, 314(5804): 1417- 1417.

[47] Huang Y H, Li Y L, Xiao Y, Wenigmann K O, Zhou G Y, Zhang D Q, Wenigmann M, Tang X L, Liu J X. Controls of litter quality on the carbon sink in soils through partitioning the products of decomposing litter in a forest succession series in South China. Forest Ecology and Management, 2011, 261(7): 1170- 1177.

[48] Kalambukattu J G, Singh R, Patra A K, Arunkumar K. Soil carbon pools and carbon management index under different land use systems in the Central Himalayan region. Acta Agriculturae Scandinavica, Section B-Soil & Plant Science, 2013, 63(3): 200- 205.

[49] Li Z W, Nie X D, Chen X L, Lu Y M, Jiang W G, Zeng G M. The effects of land use and landscape position on labile organic carbon and carbon management index in red soil hilly region, southern China. Journal of Mountain Science, 2015, 12(3): 626- 636.

[50] Demisie W, Liu Z Y, Zhang M K. Effect of biochar on carbon fractions and enzyme activity of red soil. Catena, 2014, 121: 214- 221.