顏送寶, 王麗云, 鄒璐, 潘文婷

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青藏高原草地不同利用方式下土壤碳氮與土壤性狀的關(guān)系

顏送寶, 王麗云, 鄒璐, 潘文婷*

中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院亞熱帶林業(yè)實(shí)驗(yàn)中心, 江西 分宜 336600

以青藏高原草地為例, 探討草地不同利用方式下(T1: 夏季放牧; T2: 秋季放牧; T3: 冬春放牧; T4: 全年放牧), 表層(0—30 cm)土壤性狀、碳氮含量及其兩者之間的關(guān)系。結(jié)果顯示: (1)土壤有機(jī)碳、全氮含量和碳氮儲(chǔ)量從大到小為T1>T2>T3>T4, 差異主要集中在0—10 cm。(2)T1處理和T3處理的土壤粘粒和粉粒顯著高于T2和T4處理, 而砂粒則相反; 為T1處理的土壤容重顯著低于其它處理, 而土壤含水率則表現(xiàn)出相反的趨勢(shì); , T3處理的土壤pH顯著低于其它處理。(3)土壤pH均與土壤碳氮含量呈現(xiàn)顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系; 土壤含水率與土壤碳氮僅在T1和T3處理中存在顯著地正相關(guān)關(guān)系; 除T4處理外, 其余處理均與土壤容重呈現(xiàn)出顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系結(jié)論: 一方面, 草地不同利用方式下土壤碳氮含量存在明顯的差異; 另一方面, 土壤性狀和碳氮含量之間的關(guān)系對(duì)草地不同利用方式的響應(yīng)是存在顯著差異的。上述研究可以減少評(píng)估土壤碳氮儲(chǔ)量時(shí)不確定性, 也為制定科學(xué)合理的草地利用方式、維持草地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)功能和保障區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)功能穩(wěn)定均具有重要意義。

高寒草甸; 草地利用方式; 土壤有機(jī)碳; 土壤全氮; 土壤性狀

0 前言

土壤有機(jī)碳和氮素不僅可以為植物生長(zhǎng)發(fā)育提供營(yíng)養(yǎng)元素[1–2], 而且在很大程度上影響土壤的性狀, 對(duì)于維持土壤良好的物理結(jié)構(gòu)起著至關(guān)重要的作用[3-4]。土壤碳庫(kù)和氮庫(kù)與大氣中的碳庫(kù)和氮庫(kù)是可以相互轉(zhuǎn)化的。然而, 由于土壤儲(chǔ)量巨大, 其微弱的變化就可能導(dǎo)致大氣中含碳、氮等溫室氣體濃度發(fā)生較大的改變, 進(jìn)而直接影響全球變化格局[5-6], 所以土壤有機(jī)碳和全氮?jiǎng)討B(tài)一直是近年來陸地生態(tài)系統(tǒng)碳、氮循環(huán)研究的熱點(diǎn)和重點(diǎn)。其中土地利用方式的差異是影響陸地生態(tài)系統(tǒng)碳、氮循環(huán)的主要因素之一, 其對(duì)全球生物地球化學(xué)循環(huán)的影響日益受到重視[7], 是當(dāng)前研究熱點(diǎn)中的熱點(diǎn)。

目前, 國(guó)內(nèi)外研究者關(guān)于土地利用方式的變化對(duì)土壤有機(jī)碳和全氮的影響進(jìn)行了大量研究。研究表明合理的土地利用方式(例如: 圍欄、適度放牧、施肥等)有利于草地土壤有機(jī)碳和全氮的固定[8], 而不合理的土地利用方式(例如: 草地轉(zhuǎn)化為農(nóng)田)將會(huì)導(dǎo)致草地土壤有機(jī)碳和全氮的損失[9–10]。目前關(guān)于土地利用方式的變化對(duì)土壤碳氮變化的影響研究主要集中在生物因素方面, 如土地利用方式的變化(例如: 自由放牧、刈草和補(bǔ)播等)導(dǎo)致草地植物多樣性和生產(chǎn)力的變化進(jìn)而導(dǎo)致土壤有機(jī)碳和全氮發(fā)生變化[11-12]。而關(guān)于非生物因素, 如土壤性狀的變化則報(bào)道較少。然而不同土地利用方式可能會(huì)對(duì)土壤理化性狀產(chǎn)生影響, 并可能通過一系列作用來間接影響土壤碳氮含量。首先, 涉及到土壤顆粒與土壤碳氮之間的關(guān)系。許多研究表明, 土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性與表征土壤質(zhì)地的顆粒物質(zhì)(粘粒、粉粒和砂粒)存在一定的關(guān)系[13], 尤其是粘粒具有長(zhǎng)期固持碳和氮的能力, 通過粘粒膠體的吸附以及與土壤有機(jī)質(zhì)形成有機(jī)無機(jī)復(fù)合體的形式從而對(duì)土壤有機(jī)碳和氮起到物理保護(hù)作用[14-16], 而土壤砂粒含量與土壤碳氮含量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系[17-18]; 但也有不同的研究認(rèn)為土壤質(zhì)地與有機(jī)碳氮貯量間缺乏嚴(yán)格的對(duì)應(yīng)關(guān)系[19-21]。其次, 土壤容重與土壤碳氮呈現(xiàn)出顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系, 即土壤容重越大, 意味著土壤碳氮含量越低[22]。再次, 有研究認(rèn)為土壤pH與土壤有機(jī)碳和全氮呈現(xiàn)顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系[23–24], 但是有研究指出二者之間的關(guān)系需要界定在一定的范圍內(nèi)才有意義[24-25]。第四, 有研究認(rèn)為土壤含水量與土壤有機(jī)碳和全氮呈現(xiàn)顯著地的正相關(guān)關(guān)系[23]; 也有研究認(rèn)為他們之間的顯著關(guān)系僅僅在土壤表層(0—40 cm), 而在深層(>40 cm)則無顯著差異[26]; 更有研究認(rèn)為二者呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)[27]。由此可見, 不同土地利用方式下會(huì)影響土壤有機(jī)碳和全氮含量與土壤性狀的關(guān)系還在較大的爭(zhēng)議, 迫切需要進(jìn)一步開展相關(guān)的研究。

青藏高原是地球陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分, 是世界上低緯度凍土集中分布區(qū), 作為歐亞大陸最高最大的地貌單元, 對(duì)全球氣候變化十分敏感[28]。本文以青藏高原東北邊緣的四川省阿壩州若爾蓋縣的高寒草甸為例, 選取自然狀態(tài)下草地不同利用方式, 研究該地區(qū)草地不同利用方式下的土壤性狀及土壤碳氮的分布特征和差異, 并分析土壤性狀對(duì)土壤有機(jī)碳和全氮含量的影響, 以期為當(dāng)?shù)夭莸睾侠砝梅绞教峁┛茖W(xué)依據(jù), 也為全球碳氮循環(huán)的研究和相關(guān)模型參數(shù)的建立提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論支持。為此, 我們提出兩個(gè)假設(shè): (1)草地不同利用方式會(huì)顯著影響土壤性狀和土壤有機(jī)碳和全氮含量; (2)影響草地不同利用方式土壤有機(jī)碳和全氮含量的土壤性狀是存在差異的, 但是存在共同的土壤影響因子。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于四川省阿壩州若爾蓋縣(102° 31'—102°58'E, 33 °42'—33°56'N), 地處青藏高原東北部, 平均海拔3500 m, 年平均氣溫0.7 ℃, 年極端最高氣溫24.6 ℃, 年極端最低氣溫-33.7 ℃, 年降水量656.8毫米, 日照時(shí)間長(zhǎng), 輻射強(qiáng)度大, 年平均日照時(shí)數(shù)2573小時(shí); 屬于大陸性季風(fēng)高原氣候。研究區(qū)草地類型以高寒草甸為主, 土壤類型為草甸土。

1.2 研究方法

1.2.1 研究設(shè)計(jì)

在2014年7月份全面踏查的基礎(chǔ)上, 依據(jù)使用方式和時(shí)間, 選取當(dāng)?shù)赜写硇缘淖匀粻顟B(tài)下不同草地利用方式, 具體為: T1: 作為夏季草場(chǎng)使用, 使用時(shí)間約為7月初到9月初; T2: 作為秋季草場(chǎng)使用, 使用時(shí)間約為9月初到10月底; T3: 作為冬春草場(chǎng)使用, 使用時(shí)間約為11月到第二年6月底; T4: 作為全年草場(chǎng)使用, 每年使用時(shí)間大致為10個(gè)月左右。本研究的采樣時(shí)間是2014年7月底, 處于生物量最高峰時(shí)期。在每一類草場(chǎng)利用方式下隨機(jī)布置5個(gè)樣點(diǎn), 在每個(gè)樣點(diǎn)內(nèi)選取三個(gè)面積為1×1 m2的樣方, 每個(gè)樣方利用土鉆法分層(0—10 cm、10—20 cm和20—30 cm)取樣, 將同層的土樣混合均勻后除去植物根系和石塊, 風(fēng)干后過篩, 室內(nèi)測(cè)定土壤性狀(粒徑、容重、pH、含水量)和土壤碳氮含量。

1.2.2 樣品分析

采用重鉻酸鉀容量法測(cè)定土壤有機(jī)碳含量; 采用半微量凱氏法測(cè)定全氮含量; 采用環(huán)刀法測(cè)定土壤容重; 采用稱重法測(cè)土壤含水量[29]; 采用Master-sizer 2000激光粒徑儀測(cè)定其土壤顆粒組分[30]。土壤碳(氮)儲(chǔ)量(g·cm-2)=土壤碳(氮)含量(g·kg-1)×土壤容重(g·cm-2)× 土壤深度(cm)× 10。

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

在Excel 2010統(tǒng)計(jì)軟件中進(jìn)行實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的整理與作圖表, 借助統(tǒng)計(jì)軟件SPSS17.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行以下分析: 對(duì)不同土地利用方式間以及土層間各項(xiàng)指標(biāo)的差異進(jìn)行單因素方差分析(ANOVA), 若方差齊性, 采用Duncan多重比較法進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)(<0.05); 若方差非齊性, 采用非參數(shù)檢驗(yàn)中的Dunnett's C 方法進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)(<0.05)。根據(jù)樣本是否為正態(tài)分布選擇Pearson相關(guān)分析或Spearman秩相關(guān)分析方法對(duì)土壤物理特征(包括顆粒粘粒、粉粒和砂粒的含量、土壤pH、土壤容重和土壤含水量)、土壤有機(jī)碳含量、土壤全氮含量進(jìn)行兩兩指標(biāo)之間的相關(guān)性分析。所有實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 草地不同利用方式下的土壤性狀特征

由表1可知, 四種草地利用方式下的土壤粘粒、粉粒和砂粒含量、土壤容重、土壤pH及土壤含水量在相同的土層中存在一定的差異, 但差異程度不同。在0—10 cm土層中, T1和T3處理的土壤粘粒和粉粒均顯著高于T2和T4處理; 在其他土層 (10—20 cm和20—30 cm) 各處理間均無顯著差異。土壤砂粒則與粘粒、粉粒表現(xiàn)出相反的趨勢(shì), 在0—10 cm土層中T2和T4處理均顯著高于T1和T3處理; 除10—20 cm T2處理顯著高于T1處理外, 其他土層深度處理間均無顯著差異。土壤容重在同一土層中均表現(xiàn)出T1處理顯著低于其余處理, 而T2、T3、T4處理間則無顯著差異。土壤含水量在同一土層中均表現(xiàn)出T1顯著高于其他處理, 而T2、T3、T4處理間均無顯著差異。土壤pH在同一土層中T3處理顯著低于其他處理, 而T1、T2和T4處理間均無顯著差異。

2.2 草地不同利用方式下土壤有機(jī)碳和全氮含量的分布

由表2可知, 不同草地利用方式下的土壤有機(jī)碳、全氮在相同土層中存在較大的差異, 但差異程度不同。在0—10 cm土層中, T1處理的土壤有機(jī)碳、全氮均顯著高于其它處理; T2和T3處理顯著高于T4處理, 且T2與T3處理間無顯著差異。在10—20 cm土層中, T1處理的土壤有機(jī)碳、全氮均顯著高于其它處理, T2、T3和T4處理間則均無顯著差異。隨著土層加深至20—30 cm, T1處理的土壤有機(jī)碳和全氮均顯著高于T3和T4, 但與T2處理差異不顯著。

表1 不同草地利用方式下的土壤性狀特征

注: 各土層數(shù)字后的 a、b、c 表示不同草地利用方式之間差異顯著(< 0.05)。

2.3 不同草地利用方式下土壤碳氮儲(chǔ)量

由表3可知, 草地不同利用方式下土壤有機(jī)碳氮儲(chǔ)量在相同土層存在較大差異。在0—10 cm土層和10—20 cm土層, 的土壤碳氮儲(chǔ)量總體顯著大于T3處理和T4處理; 在20—30 cm土層中, 各處理間的土壤有機(jī)碳氮儲(chǔ)量并無顯著差異。在0—30 cm土層中, T1處理和T2處理的土壤總碳氮儲(chǔ)量顯著高于T3處理和T4處理, 而T3與T4處理間無顯著差異。

由表3可知, 草地不同利用方式下土壤有機(jī)碳氮儲(chǔ)量在相同土層存在較大差異。在0—10 cm土層和10—20 cm土層, 的土壤碳氮儲(chǔ)量總體顯著大于T3處理和T4處理; 在20—30 cm土層中, 各處理間的土壤有機(jī)碳氮儲(chǔ)量并無顯著差異。在0—30 cm土層中, T1處理和T2處理的土壤總碳氮儲(chǔ)量顯著高于T3處理和T4處理, 而T3與T4處理間無顯著差異。

2.4 土壤環(huán)境因素與土壤碳氮含量的關(guān)系

通過對(duì)土壤顆粒組成(粘粒、粉粒和砂礫)、土壤pH、土壤容重以及土壤含水率與土壤有機(jī)碳含量、全氮之間的Pearson相關(guān)關(guān)系進(jìn)行分析, 發(fā)現(xiàn)T1處理和T3處理的pH、土壤容重和土壤含水量能夠顯著影響其有機(jī)碳和全氮含量, 具體為: 土壤有機(jī)碳和全氮含量與土壤pH和容重呈現(xiàn)顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系, 而與土壤含水率呈顯著地正相關(guān)關(guān)系; T2處理的土壤pH和容重顯著與其有機(jī)碳和全氮含量呈現(xiàn)顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系; T4處理的土壤pH與有機(jī)碳和全氮含量呈現(xiàn)顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系。進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn), 土壤pH均顯著影響草地不同利用方式下土壤有機(jī)碳和全氮含量。

表2 不同草地利用方式下土壤碳氮含量

3 討論

草地利用方式變化對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)和全氮含量具有較大的影響[31]。在本研究中, 草地不同利用方式顯著影響土壤有機(jī)碳和全氮含量和儲(chǔ)量, 即: 夏季草場(chǎng)>秋季草場(chǎng)>冬春草場(chǎng)>全年草場(chǎng), 支持了我們提出的假設(shè)一, 這與Li等[32]的研究結(jié)果相一致。上述結(jié)果的差異主要集中在表層土壤(0—10 cm), 表明表層土壤的破壞容易造成土壤有機(jī)碳和全氮的損失。

表3 不同草地利用方式土壤碳氮儲(chǔ)量(g·cm-2)

表4 土壤性狀與土壤有機(jī)碳和全氮的顯著關(guān)系

注: *表示顯著關(guān)系。

土壤碳氮是決定土壤物理、化學(xué)性狀及地下生命活動(dòng)的關(guān)鍵因素。土壤性狀通過固持作用來直接影響有機(jī)碳和全氮的含量, 也可以通過改變土壤含水量來間接影響土壤有機(jī)碳和全氮的積累[31]。在本研究中, 草地不同利用方式顯著影響土壤顆粒, 主要集中在表層土壤(0—10 cm), 即: 夏季草場(chǎng)的表層土壤粘粒和粉粒含量顯著高于秋季草場(chǎng)和全年利用的草場(chǎng), 而土壤砂粒含量則呈現(xiàn)相反的趨勢(shì); 在其他土層無顯著變化。說明草地不同利用方式對(duì)土壤顆粒的影響的變化主要集中在表層, 與有機(jī)碳和全氮差異集中在表層(0—10 cm)相一致。我們分析原因可能與土壤顆粒組分自身的特性有關(guān), 其一, 土壤粘?；蛘叻哿：磕軌蛟黾訉?duì)有機(jī)質(zhì)的固持作用和減少淋溶損失, 進(jìn)而保持土壤有機(jī)碳和全氮含量[33-34]。我們對(duì)土壤有機(jī)碳和全氮與土壤顆粒進(jìn)行Pearson相關(guān)分析, 研究發(fā)現(xiàn), 它們之間并沒有形成顯著地對(duì)應(yīng)關(guān)系, 與Franzluebbers研究結(jié)果一致[35], 然而, 我們發(fā)現(xiàn)粘粒和粉粒含量高的土壤有機(jī)碳和全氮含量也高, 認(rèn)為兩者之間至少存在一定的關(guān)系, 還需更多的研究去驗(yàn)證; 其二, 土壤粘粒或者粉粒能夠提高土壤的持水能力, 較高的土壤含水量能增加地上植被和根系生物量, 并加快枯落物和根系分解速率從而能夠促進(jìn)植生長(zhǎng), 也就有利于土壤有機(jī)碳和全氮的積累[36]。本研究發(fā)現(xiàn), 夏季草場(chǎng)和冬季草場(chǎng)土壤粘粒和粉粒與土壤含水量顯著相關(guān), 且土壤含水量與土壤有機(jī)碳和全氮呈現(xiàn)顯著地正相關(guān)。然而, 上述關(guān)系僅在然而, 在秋季草場(chǎng)和全年草場(chǎng)這兩種利用方式并不成立, 因此, 需要開展更多的相關(guān)研究進(jìn)一步去驗(yàn)證。土壤容重是衡量土壤有機(jī)碳和全氮的一個(gè)重要指標(biāo), 土壤有機(jī)碳和全氮與土壤容重往往呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)關(guān)系[18,37]。上述現(xiàn)象在本研究中也得以證明, 表明土壤容重顯著影響草地不同利用方式土壤有機(jī)碳和全氮。草地不同利用方式下的土壤有機(jī)碳和全氮均與土壤pH值呈現(xiàn)顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系。Yang等[38]通過對(duì)從1980s到2000s中國(guó)草地pH變化研究發(fā)現(xiàn)高寒草甸土壤pH從7.29降為6.68, 且同期土壤有機(jī)碳和全氮含量增加的相一致, 但是這種關(guān)系是限制在一定的pH范圍內(nèi)還是在所有pH范圍內(nèi)均保持這種關(guān)系需要進(jìn)一步研究?；谏鲜龇治? 草地不同利用方式下土壤質(zhì)地顯著影響土壤有機(jī)碳和全氮, 尤其是土壤pH, 進(jìn)一步支持了我們的假設(shè)二。

綜合所述, 草地利用方式變化顯著影響土壤有機(jī)碳和全氮含量和土壤性狀的分布特征及其它們之間的相互關(guān)系?？傮w來講, (1)土壤表層(0—30cm)有機(jī)碳和全氮含量及儲(chǔ)量大小順序?yàn)橄募静輬?chǎng)>秋季草場(chǎng)>冬春草場(chǎng)>全年草場(chǎng)。(2)草地不同利用方式下的土壤性狀與土壤碳氮的關(guān)系, 具體為: T1(夏季草場(chǎng))和T3(冬春季草場(chǎng))與土壤pH、土壤容重呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系, 與土壤含水量呈現(xiàn)顯著地正相關(guān)關(guān)系; T2(秋季草場(chǎng))與土壤pH和土壤容重呈現(xiàn)顯著地負(fù)相關(guān)關(guān)系; T4(全年草場(chǎng))則僅僅與土壤pH呈現(xiàn)的負(fù)相關(guān)關(guān)系。因此, 一方面, 在研究土壤碳氮含量評(píng)估過程中, 尤其是在運(yùn)用模型評(píng)價(jià)草地不同利用放下的土壤碳氮含量時(shí), 需要考慮草場(chǎng)利用方式差異, 這樣可以減少評(píng)估結(jié)果的不確定性; 另一方面, 草地利用方式的變化導(dǎo)致土壤性狀的變化進(jìn)而導(dǎo)致土壤碳氮的變化, 尤其全年利用草場(chǎng)方式導(dǎo)致土壤碳氮含量明顯降低, 所以說未來科學(xué)的管理措施和合理的草地利用方式是保持土壤穩(wěn)定性、保障區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)功能穩(wěn)定和維持草地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)功能的根本途徑[39]。

[1] YE Xuehua, PAN Xu, Cornwell WK, et al. Divergence of above-and belowground C and N pool within predominant plant species along two precipitation gradients in North China[J]. Biogeoscience, 2015, 12(2): 457–465.

[2] 李躍林, 彭少麟, 趙平, 等. 鶴山幾種不同土地利用方式的土壤碳儲(chǔ)量研究[J]. 山地學(xué)報(bào), 2002(5): 548–552.

[3] ARAI M, TAYASU I, KOMATSUZAKI M, et al. Changes in soil aggregate carbon dynamics under no-tillage with respect to earthworm biomass revealed by radiocarbon analysis[J]. Soil and Tillage Research, 2013, 26: 42–49.

[4] 韓娟娟, 李玉強(qiáng), 王少昆, 羅永清, 連杰. 奈曼旗幾種主要土地類型土壤碳氮特征[J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2014, 28(01): 37–42.

[5] SCHIPPER L A, BAISDEN W T, PARFITT R L, et al. Large losses of soil C and N from soil profiles under pasture in New Zealand during the past 20 years[J]. Global Change Biology, 2007, 13: 1138–1144.

[6] YANG Yuanhe, LI Ping, DING Jinzhi, et al. Increased topsoil carbon stock across China’s forests[J]. Global Change Biology, 2014, 20: 2687–2696.

[7] POST W M, KWON K C. Soil carbon sequestration and land-use change: processes and potential[J]. Global Change Biology, 2008, 6(3): 317–327.

[8] EGAN G, CRAWLEY M J. Effects of long-term grassland management on the carbon and nitrogen pools of different soil aggregate[J]. Science of the Total Environment, 2017, 165(9): 810–819.

[9] WANG Shiping, WILKES A, ZHANG Zhicai, et al. Management and land use change effects on soil carbon in northern China's grasslands: a synthesis[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2011, 142(3): 329–340.

[10] LI Yuefen, LIU Yi, HARRIS P, et al. Assessment of soil water, carbon and nitrogen cycling in ressed grassland on the north wyke farm platform using a process-based model[J]. Science of the Total Environment, 2017, 603(12): 27–37.

[11] LI Qiang, YU Pujia, LI Guangdi, et al. Grass-legume ratio change soil carbon and nitrogen storage in a temperate steppe grassland[J]. Soil & Tillage Research, 2016, 157: 23–31.

[12] ZHOU Zhiyong, SUN Jianxin, HUANG Jianhui, et al. Soil carbon and nitrogen stores and storage potential as affected by land- use in an agro-pastoral ecotone of northern China[J]. Biogeochemistry, 2007, 82, 127–138.

[13] 黃昌勇, 徐建明. 土壤學(xué)[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2010.

[14] SOLLINS P, HOMANN P, CALDWEL L. Stabilization and destabilization of soil organic matter: mechanisms and controls[J]. Geoderma, 1996, 74: 65–105.

[15] NICHOLS J D. Relation of organic carbon to soil properties and climate in the southern Great Plains[J]. Soil Science of America Journal, 1984, 48: 1382–1384.

[16] ARROUAYS D, VION I, KICIN J L. Spatial analysis and modelling of topsoil carbon storage in temperate forest humiclomy soils of France[J]. Soil Science, 1995, 159: 191–198.

[17] 彭佩欽, 張文菊, 童成立, 仇少君, 張文超. 洞庭湖濕地土壤碳、氮、磷及其與土壤物理性狀的關(guān)系[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2005(10): 1872–1878.

[18] 田佳倩, 周志勇, 包彬, 孫建新. 農(nóng)牧交錯(cuò)區(qū)草地利用方式導(dǎo)致的土壤顆粒組分變化及其對(duì)土壤碳氮含量的影響[J]. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2008(3): 601–610.

[19] SIMS Z R, NIELSEN G A. Organic carbon in Montana soils as related to clay content and climate[J]. Soil Science Society of America Journal, 1986, 50: 1269–1272.

[20] HARRY J P, ROGER L P, NEAL A S. Factors controlling soil carbon levels in New Zealand grassland: is clay content important?[J] Soil Science Society of America Journal, 2000, 64: 1623–1630.

[21] 王洪杰, 李憲文, 史學(xué)正, 等. 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分的分布及其與土壤顆粒組成關(guān)系[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2003(02): 44–46, 50.

[22] YANG Yuanhe, FANG Jingyun, MA Wenhong, et al. Soil carbon stock and its changes in northern China’s grasslands from 1980s to 2000s[J]. Global Change Biology, 2010, 16: 3036–3047.

[23] 傅華, 陳亞明, 王彥榮, 等. 阿拉善主要草地類型土壤有機(jī)碳特征及其影響因素[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2004(3): 469– 476.

[24] 祖元?jiǎng)? 李冉, 王文杰, 等. 我國(guó)東北土壤有機(jī)碳、無機(jī)碳含量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(18): 5207–5216.

[25] 祝滔. 縉云山不同土地利用方式對(duì)土壤碳、氮組分的影響[D]. 重慶: 西南大學(xué), 2013.

[26] 劉偉, 程積民, 高陽(yáng)等. 黃土高原草地土壤有機(jī)碳分布及其影響因素[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2012, 49 (1): 68–76.

[27] TAO Shu, WANG Yonghua, LIU Wenxin, et al. Halogenated organic from various fractions of natural organic materials in water from Yinluan channel[J]. Acta Scientiae Circunstan-tiae, 1994, 14(1): 19–23.

[28] 王根緒, 程國(guó)棟, 沈永平. 青藏高原草地土壤有機(jī)碳庫(kù)及其全球意義[J]. 冰川凍土, 2002(6): 693–700.

[29] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社. 2000.

[30] 雷國(guó)良, 張虎才, 張文翔, 等. Mastersizer 2000型激光粒度儀分析數(shù)據(jù)可靠性檢驗(yàn)及意義——以洛川剖面S4層古土壤為例. 沉積學(xué)報(bào), 2006, 24: 531–539.

[31] XIE Xianli, SUN Bo, ZHOU Huizhen, et al. Soil organic carbon storage in China[J]. Pedosphere, 2004, 14(4): 491– 500.

[32] LI Tao, JI Lei, LIU Tao, et al. Research on the Soil Carbon Storage of Alpine Grassland under Different Land Uses in Qinghai-Tibet Plateau[J]. Journal of Agricultural Science and Technology A, 2013, 3(2): 99–104.

[33] WYNN J G, BIRD M I, VALLEN L et al. Continental-scale measurement of the soil organic carbon pool with climatic, edaphic, and biotic controls[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2006, 20, GB1007, doi: 10. 1029/2005GB002576.

[34] 袁杰, 鄂崇毅, 曹廣超, 等. 30 a 耕作對(duì)高寒草地土壤碳氮與顆粒組成的影響[J]. 干旱區(qū)研究, 2017, 34 (3): 487– 494.

[35] FRANZLUEBBERS A J . Potential C and N mineralization and microbial biomass from intact and increasingly disturbed soils of varying texture[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1999, 31: 1083–1090.

[36] SCHIMEL D S, BRASWELL B H, HOLLAND E A, et al. Climatic, edaphic, and biotic controls over storage and turnover of carbon in soils[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1994, 8: 279–293.

[37] 楊元合. 青藏高原高寒草地生態(tài)系統(tǒng)碳氮儲(chǔ)量[D]. 北京:北京大學(xué), 2008.

[38] YANG Yuanhe, FANG Jingyun, MA Wenhong, et al. Soil carbon stock and its changes in northern China’s grasslands from 1980s to 2000s[J]. Global Change Biology, 2010, 16: 3036–3047.

[39] LI Wen, WANG Jinlan, ZHANG Xiaojiao, et al. Effect of degradation and rebuilding of artificial grasslands on soil respiration and carbon and nitrogen pools on an alpine meadow of the Qinghai-Tibetan Plateau[J]. Ecological Engineering, 2018, 111: 134–142.

Relationship between soil organic carbon and total nitrogen and soil properties under different use patterns of grassland in the Qinghai-Tibet plateau

YAN Songbao, WANG Liyun, ZOU Lu, PAN Wenting*

Subtropical Experimental Center, CAF, Fenyi, Jiangxi 336600, China

Taking Qinghai-Tibet plateau grassland as an example, the study examined the properties of surface soil, the contents of carbon (C) and nitrogen (N) in soil, and the relation between their contents and other factors (soil pH/bulk density/soil water content) underdifferent grassland utilization patterns (T1: utilization from July to August; T2: utilization from September to October; T3: utilization from November in this year till June in the next year; T4: utilization all the year round). Results showed that: (1) contents of carbon and nitrogen of alpine grassland soil under different utilization patterns showedthe following sequence: T1 > T2 > T3 > T4; (2) the contents of clay and silt in T1 and T3 were significantly higher than those in T2 and T4, while the content of sand presented the opposite pattern; (3) contents of carbon and nitrogen were negatively related to soil pH in all utilization patterns, and were negatively related to bulk density in T1, T2 and T3 except in T4, and werepositively related to soil water content. The analysis of the results suggested that the difference in grassland utilization pattern resulted in the difference in the content ofcarbon and nitrogen, and influenced the relation between soil pH and the contents of carbon and nitrogen and the properties of soil. These findings may help reduce the uncertainty of evaluating the soil carbon and nitrogen storage, and can be significant for the sustainability of grassland utilization, maintenance of grassland ecosystem and the stability of regional ecosystem.

alpine meadow; grassland use patterns; soil organic carbon; total nitrogen; soil properties

10.14108/j.cnki.1008-8873.2019.02.014

Q148

A

1008-8873(2019)02-105-07

2018-01-01;

2018-03-03

中央級(jí)公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金(CAFYBB2017MC005)

顏送寶(1987—), 男, 湖南株洲, 學(xué)士, 工程師, 主要研究方向: 森林培育, E-mail: 6063854@qq.com

潘文婷, 女, 碩士, 工程師, 主要研究方向位林木遺傳育種, E-mail: pan_ada@126.com

顏送寶, 王麗云, 鄒璐,等. 青藏高原草地不同利用方式下土壤碳氮與土壤性狀的關(guān)系[J]. 生態(tài)科學(xué), 2019, 38(2): 105-111.

YAN Songbao, WANG Liyun, ZOU Lu, et al. Relationship between soil organic carbon and total nitrogen and soil properties under different use patterns of grassland in the Qinghai-Tibet plateau[J]. Ecological Science, 2019, 38(2): 105-111.