王月玲, 馬 璠, 許 浩, 董立國, 萬海霞, 蔡進軍

(1.寧夏農(nóng)林科學院 荒漠化治理研究所 寧夏防沙治沙與水土保持重點實驗室, 銀川 750002; 2.寧夏農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所, 銀川 750002)

生態(tài)化學計量學是研究生態(tài)過程和生態(tài)作用中能量和化學元素平衡的科學，它是研究植物—土壤相互作用與從元素計量的角度分析生物地球化學元素區(qū)域循環(huán)規(guī)律的新思路[1]，是當前生態(tài)學研究的熱點和重要內(nèi)容，受到國內(nèi)外廣泛學者的關注，為研究生態(tài)系統(tǒng)C∶N∶P養(yǎng)分分布和循環(huán)、養(yǎng)分限制及平衡機制等提供了一種綜合方法[2]，對于揭示生態(tài)系統(tǒng)過程影響因素及其作用機制具有重要意義[3]。土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，也是人類賴以生存與發(fā)展的重要物質(zhì)基礎，是植物生長發(fā)育所需營養(yǎng)元素的主要來源，土壤碳氮磷是保障生態(tài)系統(tǒng)健康及其養(yǎng)分循環(huán)的重要生態(tài)因子，三者含量的動態(tài)平衡及生態(tài)化學計量特征直接影響土壤肥力和植物生長[4-5]，碳、氮、磷也是植物的基本化學元素，在植物生長和各種生理調(diào)節(jié)機能中發(fā)揮著至關重要的作用，進而影響生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力。

寧南山區(qū)地處黃土高原腹地，土壤侵蝕強烈，土壤養(yǎng)分流失嚴重，生態(tài)環(huán)境極為脆弱，這制約了區(qū)域經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展。在該區(qū)域，耕地撂荒現(xiàn)象較為嚴重，棄耕撂荒梯田面積約占土地面積的6%左右。撂荒地作為一種重要的土地資源，大面積撂荒不僅是對土地資源的一種浪費，對區(qū)域生態(tài)恢復、保持水土也產(chǎn)生不利影響。為進一步加強對撂荒地閑置資源的開發(fā)利用和土壤質(zhì)量的可持續(xù)管理，研究撂荒后土壤質(zhì)量的變化過程將具有極強的理論和實踐意義。不同的生態(tài)恢復措施形成群落不同，對土壤質(zhì)量提高的程度因?qū)ν寥赖奈蘸蜌w還不同，導致土壤養(yǎng)分分布的差異[6]。近些年來，針對土壤生態(tài)化學計量特征，相應地開展了很多研究。土壤化學計量學特征受自然因素和人類活動影響。目前，關于黃土區(qū)土壤化學計量特征的研究主要集中在不同生態(tài)治理、不同緯度、海拔、坡度或退耕恢復過程中的土壤C，N，P含量特征的時空分布格局[7-12]以及植物葉片、養(yǎng)分添加對化學計量的影響等方面[13-15]，但是關于撂荒梯田群落演替過程中的土壤化學計量特征的研究較少。開展流域內(nèi)撂荒梯田的土壤碳、氮、磷化學計量學研究，有助于了解土壤碳、氮、磷素平衡制約關系，衡量梯田撂荒后的土壤質(zhì)量。土壤質(zhì)量是生態(tài)修復的基礎數(shù)據(jù)和評價指標，通過研究充分了解撂荒梯田的土壤質(zhì)量現(xiàn)狀，為下一步撂荒地的演替、預測評估及開發(fā)管理利用提供重要的基礎數(shù)據(jù)，也是改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境的工作重點。相關研究顯示，植被恢復之后，土壤碳、氮和磷含量將會受到影響且有助于提高土壤生產(chǎn)力[16-17]。隨著植被演替的進行，土壤N∶P逐漸增加[18]。耕地轉(zhuǎn)化成林地，灌木和草地對土壤碳氮磷含量有所影響，退耕還林還草顯著提高了土壤碳氮儲量。與農(nóng)田相比，人工植被能顯著提高土壤碳氮固存能力[19]。說明通過實施大規(guī)模的退耕還林還草植被恢復實現(xiàn)了土壤有機碳、氮和磷的累積。1999年起，在國家開展的退耕還林還草、坡改梯等水土保持綜合治理措施的推動下，寧南黃土區(qū)大面積的坡耕地逐步轉(zhuǎn)變?yōu)榱值?、草地和梯田。近年來，由于農(nóng)業(yè)比較優(yōu)勢較弱，加之移民遷出及大量勞動力外出務工、人口老齡化等自然因素和社會因素影響，大面積梯田撂荒。這在改善生態(tài)環(huán)境的同時，也影響了土壤碳、氮、磷的分布。因此，針對梯田棄耕撂荒逐步變?yōu)樽匀换謴偷牟莸刂脖坏默F(xiàn)狀，本文以生態(tài)化學計量學方法探討寧南黃土區(qū)彭陽中莊流域5個不同年限撂荒梯田土壤C，N，P垂直分布特征，明確生態(tài)系統(tǒng)碳、氮、磷元素平衡的化學計量比及各元素之間的相互作用和平衡制約關系，了解棄耕梯田土壤質(zhì)量現(xiàn)狀。以期為揭示研究區(qū)土壤C，N，P計量特征對撂荒梯田草地植被演替的影響機理奠定基礎，也為梯田撂荒地的植被恢復和管理利用提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

本研究選擇寧夏南部黃土丘陵區(qū)典型流域——彭陽縣白陽鎮(zhèn)中莊村小流域為對象。該流域地處彭陽縣城東北21km(東經(jīng)106°41′—106°45′，北緯35°51′—35°55′)，小流域總面積1 944.7 hm2，其中農(nóng)地面積1 046.6 hm2，占全流域面積的53.82%，農(nóng)業(yè)用地是流域內(nèi)的主要土地利用形式。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)完全依賴于天然降水，為雨養(yǎng)農(nóng)業(yè)區(qū)。地貌類型屬于黃土高原腹部梁峁丘陵地，地形破碎，地面傾斜度大，平均海拔為1 600～1 700 m，屬于典型的溫帶大陸性氣候。區(qū)內(nèi)干燥少雨，蒸發(fā)強烈。該地區(qū)多年平均年降水量420～500 mm，降水季節(jié)分布很不均勻，主要集中在7—9月，而且降水的年際變差系數(shù)較大，分明顯的旱季和雨季，雨量集中月份常以暴雨形式出現(xiàn)，易發(fā)局地暴雨洪水。由于降水主要分布在作物生長的后期，極大地限制了降水的有效性。該村年平均氣溫7.6℃，≥10℃的積溫為2 200～2 750℃，境內(nèi)年蒸發(fā)量較大，干燥度(≥0℃的蒸發(fā)量)為1.21～1.99，無霜期140～160 d。土壤類型以普通黑壚土為典型土壤，土壤母質(zhì)為黃土及黃土狀物，pH值為8～8.5，土層深厚，土質(zhì)疏松，孔隙度大，透水性、抗沖性減弱。區(qū)域植被類型為干草原類，主要分布有長芒草(StipabungeanaTrin.)、豬毛蒿(ArtemisiascopariaWaldst. et Kit.)、賴草(Leymussecalinus(Georgi) Tzvel.)、百里香(ThymusquinquecostatusCelak.)、西山委陵菜(PotentillasischanensisBge.ex Lehm.)、達烏里胡枝子(Lespedezadavurica(Laxm.) Schindl.)等草本植物。其次還有中生和旱中生的落葉闊葉灌叢、落葉闊葉林、草甸。人工林以山桃(PrunusdavidianaFranch.)、山杏(PrunussibiricaL.)、沙棘(HippophaerhamnoidesLinn.)、檸條(CaraganaKorshinskiiKom.)等，林草覆蓋率在50%以上。

2 研究內(nèi)容與研究方法

2.1 典型樣地的選取

在研究區(qū)全面踏查的基礎上，根據(jù)植物群落組成、結構，并結合對當?shù)鼐用竦脑L問調(diào)查結果，在樣地海拔、坡向及黃土母質(zhì)基本相同的情況下，本試驗選取了無人為干擾或人為干擾相對較少且立地條件相似的5個不同年限撂荒梯田，撂荒年限分別為2，5，15，17，20 a。采樣地基本概況見表1。

表1 樣地基本情況

2.2 土壤樣品采集與測定

于2018年6月，在不同年限的撂荒梯田內(nèi)分別選擇5個地貌特征相似的樣地，在樣地內(nèi)按照“S”形采樣法進行樣品采集。用土鉆鉆取0—60 cm土層，按土壤剖面不同層次取原狀土(分別在0—10 cm,10—20 cm,20—30 cm,30—40 cm,40—60 cm處分層取樣)，將采集的每個樣方同層新鮮土壤樣品混合均勻后，去雜、風干、研磨，過0.075 mm篩后備用，測定土壤總有機碳、全氮、全磷含量。每一樣點采樣1 kg，樣品放入樣品袋中，并進行編號。

土壤有機碳總量(TOC)在加熱條件下，采用重鉻酸鉀—硫酸溶液氧化法(NY/T1121.6—2006)測定；土壤全氮含量采用半微量凱氏法(LY/T1228—1999)測定；土壤全磷的含量采用堿熔—鉬銻抗比色法(LY/T1232—1999)測定。

2.3 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010軟件進行數(shù)據(jù)處理及制圖，利用DPS軟件分析C∶N，C∶P，N∶P與C，N，P之間的相關關系，并用LSD多重比較分析不同年限撂荒梯田之間的差異。

3 結果與分析

3.1 不同年限撂荒梯田土壤碳、氮、磷含量分布特征

研究區(qū)不同年限撂荒梯田土壤有機碳含量變化范圍為2.08～9.38 g/kg，平均值±標準差為(5.31±2.62) g/kg。不同剖面層次0—10，10—20，20—30，30—40，40—60 cm的土壤有機碳變化范圍為4.90～9.38，2.87～8.41，2.08～8.24，2.72～8.84，2.44～8.93 g/kg；平均值為(6.79±1.72)，(4.90±2.62)，(4.82±2.99)，(5.06±3.06)，(5±3.08) g/kg。

由圖1可知，撂荒0～20年間表層(0—10 cm)土壤有機碳含量較其他土層明顯偏高，且隨著撂荒年限增加呈先降低后升高的趨勢，其他4層土壤有機碳含量呈波動式下降趨勢。這主要是因為撂荒前期梯田施肥對土壤養(yǎng)分具有較大的影響，由于前期植被生物量較少，隨著撂荒年限的增加，養(yǎng)分消耗大于累積，土壤養(yǎng)分含量逐漸減少。此后，隨著植被演替的進行，植物群落的生物量與枯落物增加，養(yǎng)分富集作用增加，土壤養(yǎng)分又開始逐漸累積。在垂直剖面分布中，總體呈現(xiàn)出上層高于下層，并且隨著土層深度的增加而減少，可見地表植被和凋落物對土壤有機碳的積累具有一定的貢獻。分析其原因，主要是由于植被是土壤有機碳的重要來源，而表層土壤是植物根系主要分布和枯落物聚集的土層，隨著土層深度的增加，植物根系較少，枯落物分解也相應減少，因此土壤有機碳含量由表層向深層遞減，這與饒麗仙等[10]在寧夏典型草原不同退耕年限草地植物下研究土壤有機碳含量的變化結果是相吻合的。另外如植被生長情況、氣候條件、土壤類型等環(huán)境因子對土壤有機碳含量的影響也至關重要。在寧南半干旱黃土丘陵區(qū)，由于氣候干旱，雨水資源匱乏，植被覆蓋度低，使得土壤有機碳的輸入較少，這也是該區(qū)域棄耕撂荒地土壤有機碳較少的主要原因。方差分析結果顯示，土壤有機碳含量在不同年限撂荒梯田的相同土層間表現(xiàn)出極顯著差異(p<0.01)，土壤有機碳含量在同一撂荒年限不同土層間表現(xiàn)出顯著差異 (p<0.05)。

注：小寫字母表示不同年限同一土層間的差異顯著(p<0.05)，下圖同。
圖1 不同年限撂荒梯田土壤有機碳含量變化

土壤中的氮、磷、鉀是土壤自然肥力的重要指標，土壤全氮是決定植被營養(yǎng)的關鍵因素。土壤全氮含量直接影響植物的光合作用和初級生產(chǎn)過程。氮作為植物生長的重要營養(yǎng)元素之一，在土壤中通常以有機態(tài)形式存在，直接影響植物吸收及利用氮的狀況。本研究中，不同年限撂荒梯田土壤全氮含量變化范圍為0.24～1.07 g/kg，(平均值±標準差)為(0.62±0.29) g/kg。不同剖面層次0—10，10—20，20—30，30—40，40—60 cm的土壤全氮含量變化范圍為0.52～1.10，0.34～1.02，0.28～0.98，0.26～0.95，0.24～1.02 g/kg；平均值為(0.75±0.22)，(0.60±0.30)，(0.61±0.32)，(0.58±0.33)，(0.57±0.34) g/kg。

由圖2可以看出，土壤全氮含量的變化趨勢與有機碳相同，表層(0—10 cm)土壤全氮含量較其他土層明顯偏高，且隨著撂荒年限增加呈先降低后升高的趨勢，其他4層土壤全氮含量呈波動式下降趨勢。在垂直剖面分布中，總體呈現(xiàn)出上層高于下層，并且隨著土層深度的加深而減少。方差分析結果表明，不同年限撂荒梯田各層次間的土壤全氮含量差異極顯著(p<0.01)，同一撂荒年限不同剖面層次土壤全氮含量差異顯著(p<0.05)。

圖2 不同年限撂荒梯田土壤全氮含量變化

作為土壤養(yǎng)分的重要組成部分，磷也是植物生長所必需的重要營養(yǎng)元素之一，全磷含量反映了土壤磷元素潛在的供應能力。通過本研究發(fā)現(xiàn)，不同年限撂荒梯田土壤全磷含量變化范圍為0.56～0.83 g/kg，(平均值±標準差)為(0.69±0.08) g/kg。不同剖面層次0—10，10—20，20—30，30—40，40—60 cm的土壤全磷含量變化范圍為0.61～0.80，0.56～0.82，0.58～0.80，0.56～0.80，0.58～0.78 g/kg；平均值為(0.71±0.07)，(0.68±0.09)，(0.69±0.09)，(0.68±0.08)，(0.68±0.07) g/kg。由圖3可以看出，不同年限撂荒梯田表土層(0—10 cm)土壤全磷含量變化趨勢與全氮、有機碳相同，各年限0—60 cm土層間變化較小。這可能與土壤磷素的來源穩(wěn)定劑在土壤中的低遷移率有關。在垂直剖面分布中，土壤全磷含量的分布也沒有明顯的規(guī)律。方差分析結果表明，不同年限撂荒梯田各層次間的土壤全磷含量差異顯著(p<0.05)，同一撂荒年限不同剖面層次土壤有全磷含量差異不顯著(p<0.01)。

注：大寫字母表示不同年限同一土層間的差異顯著(p<0.01)。
圖3 不同年限撂荒梯田土壤全磷含量變化

3.2 不同年限撂荒梯田土壤C∶N，C∶P，N∶P生態(tài)化學計量特征

土壤有機碳、全氮、全磷三者之間關系密切。本研究中，不同年限撂荒地不同剖面層次0—10，10—20，20—30，30—40，40—60 cm的土壤C∶N變化范圍分別為7.94～9.96，6.66～9.09，6.25～9.47，5.43～11.43，7.23～12.93 g/kg；平均值±標準差分別為(8.84±0.61)，(8.11±0.81)，(7.66±0.89)，(8.78±1.63)，(8.76±1.31) g/kg。由圖4A可以看出，不同撂荒年限各土層間C∶N呈波動式變化，撂荒20 a的30—40 cm土層土壤C∶N最高，并與其他各年呈顯著性變化。

0—10，10—20，20—30，30—40，40—60 cm的土壤C∶P變化范圍分別為6.84～13.48，4.05～10.80，3.10～11.22，3.63～11.99，3.10～13.21 g/kg；平均值±標準差分別為(9.41±1.96)，(6.89±2.62)，(6.69±3.15)，(7.06±3.34)，(7.05±3.54) g/kg。由圖4B可以看出，表層0—10 cm土壤C∶P比值隨著撂荒年限的增加，總體呈現(xiàn)出先降低后升高的趨勢，且各年限差異顯著(p<0.05)。其他各層10—20，20—30，30—40，40—60 cm隨著撂荒年限的增加，土壤C∶P比值總體呈現(xiàn)下降的趨勢，且各年限不同土層間差異極顯著(p<0.01)。

0—10，10—20，20—30，30—40，40—60 cm的土壤N∶P變化范圍分別為0.82～1.36，0.53～1.28，0.42～1.24，0.39～1.22，0.34～1.36 g/kg；平均值±標準差分別為(1.03±0.19)，(0.85±0.28)，(0.85±0.33)，(0.81±0.35)，(0.81±0.39) g/kg。由圖4C可以看出，撂荒初期2 a土壤N∶P比值最高，并與其他各年限呈顯著差異(p<0.05)。0—10 cm土層土壤N∶P表現(xiàn)為波動式上升的趨勢。在垂直剖面上，基本呈現(xiàn)出隨著土層深度的加深，土壤N∶P逐漸下降的趨勢,尤其是40—60 cm土層不同撂荒年限各土層間N∶P比值呈明顯下降趨勢，且差異極顯著(p<0.01)。

3.3 土壤C∶N,C∶P,N∶P與土壤C，N，P含量之間的相關性

如圖5所示，通過分析研究區(qū)不同年限撂荒梯田土壤C∶N，C∶P，N∶P與土壤C，N，P含量之間的相關性，發(fā)現(xiàn)土壤C∶N與全N含量呈正相關(r=0.205，p=0.741),與土壤有機碳含量呈正相關(r=0.178，p=0.775)，與全氮含量和土壤有機碳含量相關性均未達到顯著性水平。土壤C∶P與土壤有機碳含量呈極顯著的正相關(r=0.997，p<0.01)，與全磷含量呈顯著的正相關(r=0.931，p<0.05)。土壤N∶P與土壤全氮含量呈極顯著的正相關(r=0.995，p<0.01)，與全磷含量呈顯著的正相關(r=0.907，p<0.05)。

圖4 不同年限撂荒梯田土壤C∶N，C∶P，N∶P變化

圖5 土壤C∶N,C∶P,N∶P與土壤C，N，P含量之間的關系

4 討論與結論

4.1 討 論

土壤碳氮磷是反映土壤質(zhì)量的重要指標，土壤碳主要來源于地表枯枝落葉的礦化分解與轉(zhuǎn)化積累[20]。通過本研究發(fā)現(xiàn)，土壤有機碳的累積具有明顯的“表聚效應”。0～20年間不同年限撂荒梯田土壤有機碳含量表層(0—10 cm)明顯高于其他4層，且隨著撂荒年限增加呈先降低后升高的趨勢，其他4層土壤有機碳含量呈不穩(wěn)定下降趨勢。在垂直剖面上，土壤有機碳含量由表層向深層逐漸遞減，可見表土層對土壤有機碳的積累具有一定的貢獻。土壤全氮含量變化趨勢與有機碳基本相同，土壤全磷含量變化差異不大。這可能是由于隨著撂荒年限增加，人為干擾較少，地表枯枝落葉的礦化分解與轉(zhuǎn)化累積，使得表土層土壤有機碳含量明顯偏高。

土壤C，N，P比值是反映土壤C組成及土壤釋放N，P礦化養(yǎng)分能力的重要指標[21]。本研究結果發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)土壤C∶N變化范圍分別為5.43～12.93 g/kg，C∶P變化范圍分別為3.10～13.48 g/kg，N∶P變化范圍分別為0.34～1.36 g/kg；各層土壤C∶N平均值變化范圍分別為7.38～8.92 g/kg，C∶P平均值變化范圍分別為4.99～10.80 g/kg，N∶P平均值變化范圍分別為0.53～1.25 g/kg。C∶N，C∶P和N∶P均遠低于我國土壤C∶N，C∶P和N∶P平均水平[22]。表層土壤C，N，P化學計量比能較好指示土壤養(yǎng)分狀況。隨著撂荒年限的增加，表層0—10 cm土壤C∶N呈波動式上升趨勢，土壤C∶N與全N含量呈正相關(r=0.205，p=0.741),與土壤有機碳含量呈正相關(r=0.178，p=0.775)，與全氮含量和土壤有機碳含量相關性均未達到顯著性水平；土壤C∶P比值隨著撂荒年限的增加，表層0—10 cm總體呈現(xiàn)出先降低后升高的趨勢，且各年限差異顯著(p<0.05)。其他各層10—20，20—30，30—40，40—60 cm隨著撂荒年限的增加，土壤C∶P比值總體呈現(xiàn)下降的趨勢，且各年限不同土層間差異極顯著(p<0.01)。土壤C∶P與土壤有機碳含量呈極顯著的正相關(r=0.997，p<0.01)，與全磷含量呈顯著的正相關(r=0.931，p<0.05)；土壤N∶P比值撂荒初期2 a最高，并與其他各年限呈顯著差異(p<0.05)。0—10 cm土層土壤N∶P表現(xiàn)為波動式上升的趨勢。在垂直剖面上，基本呈現(xiàn)出隨著土層深度的加深，土壤N∶P逐漸下降的趨勢,尤其是40—60 cm土層不同撂荒年限各土層間N∶P比值呈明顯下降趨勢，且差異極顯著(p<0.01)。土壤N∶P與土壤全氮含量呈極顯著的正相關(r=0.995，p<0.01)，與全磷含量呈顯著的正相關(r=0.907，p<0.05)。本研究中土壤C∶N與土壤有機碳之間相關性不顯著，與全N呈正相關，說明該區(qū)土壤C∶N主要受N控制。而C∶P與土壤有機碳之間相關性極顯著，和全磷之間相關性顯著，說明土壤C∶P主要受C控制；土壤N∶P與土壤全氮含量之間相關性極顯著，和全磷間相關性顯著，說明N∶P也主要受N控制。而土壤全氮表層(0—10 cm)隨著撂荒年限的增加呈波動式上升趨勢。土壤C∶N，C∶P，N∶P對撂荒年限的響應差異與土壤N，P的來源差異密切相關。土壤中N絕大部分來自于有機質(zhì)，與土壤有機質(zhì)含量有很重要的關系。土壤中P的來源相對固定，其含量主要受到土壤母質(zhì)、成土作用及耕作施肥的影響[23]。本研究結果也表明不同年限撂荒地間土壤全磷含量差異不顯著。土壤有機質(zhì)礦化分解速率通常與C∶N，C∶P呈負相關關系，較低的C∶N，C∶P意味著土壤C，P有效性較高[4]，相關研究[24]表明，較低的C∶P有利于微生物在有機質(zhì)分解過程中的養(yǎng)分釋放，促進土壤有效磷的增加。本研究中土壤C∶N，C∶P均低于全國平均水平，表明研究區(qū)土壤C，P有效性較高。

4.2 結 論

(1) 在0—60 cm土層，不同年限撂荒梯田的土壤有機碳、全氮含量變化明顯，變化規(guī)律相似。在垂直剖面分布上，土壤C，N含量隨著土層深度的增加呈現(xiàn)逐漸降低的趨勢，而土壤P變化不顯著。土壤有機碳、全氮含量主要集中在表層，呈現(xiàn)明顯的表聚現(xiàn)象；土壤C∶N隨著土層深度的加深呈波動式變化，變化較小。而土壤C∶P與N∶P呈減小趨勢。表明研究區(qū)撂荒梯田在不同土層深度上土壤碳氮耦合關系比較穩(wěn)定，N是土壤C∶P與N∶P的主要控制因子。

(2) 本研究表明撂荒梯田土壤C，N，P及其化學計量比受到撂荒年限和土層深度的雙重影響，揭示農(nóng)地棄耕撂荒演替對土壤肥力有一定程度的改善，土壤C∶N，C∶P，N∶P可以指示土壤的肥力狀況。為寧南山區(qū)撂荒梯田的管理利用和植被恢復提供一定的科學依據(jù)。