馬南方, 高曉東,2,*,趙西寧,2,趙連豪,劉華清,楊孟豪

1 中國科學院水利部水土保持研究所,楊凌 712100 2 西北農(nóng)林科技大學水土保持研究所,楊凌 712100

土壤有機碳庫是大氣碳庫的2 倍,是地球植被碳庫的3 倍,參與地球陸域循環(huán)總碳量中 80%的碳以土壤有機碳(Soil organic carbon,SOC)形式存在于土壤中,SOC的微小變化將會極大影響大氣二氧化碳濃度進而影響全球碳循環(huán)。因此,土壤碳庫是陸地生態(tài)系統(tǒng)最重要的碳庫,探明土壤碳庫的儲量及變化對調(diào)控全球氣候變化和實現(xiàn)我國“碳中和”目標具有重要意義[1—3]。土地利用/土地覆被變化是驅(qū)動陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)的重要因素,我國退耕還林(草)工程的實施極大改變了土地利用/土地覆被,退耕后影響土壤碳儲量變化的主要因素是恢復年限,長期來看土壤固碳量隨著恢復年限的增加而顯著增加[4—5]。

黃土丘陵區(qū)是黃土高原水土流失最為嚴重的地區(qū),也是退耕還林(草)工程實施的核心區(qū)。該區(qū)退耕還林(草)工程已實施超過20 年,植被恢復在減少土壤侵蝕的同時也發(fā)揮著重要的固碳作用,因此,退耕還林(草)工程實施后碳匯問題是該區(qū)生態(tài)學研究的熱點問題也是難點問題[6—8]。已有研究發(fā)現(xiàn)黃土丘陵區(qū)退耕還林(草)工程顯著增加了SOC含量,與無退耕坡耕地相比,表層(0—20cm)SOC含量平均增加27.5%—90.6%[9—13]。除此之外,SOC的空間分布受到地形和植被類型的影響[14—19]。黃土丘陵區(qū)地形復雜多變,地形可通過影響植被和水分的分布進而改變SOC分布格局,王茂溝小流域研究表明地形對小流域SOC含量貢獻率達到32.5%[12]；燕溝小流域研究表明地形不僅對表層(0—10 cm)SOC含量空間分布影響顯著,而且對深層(40—100 cm)影響也顯著[20]。黃土丘陵區(qū)退耕還林(草)后形成了天然生態(tài)林、人工生態(tài)林、人工經(jīng)濟林、天然灌草群落、人工灌草群落鑲嵌分布的復雜植被格局[21],對SOC的影響極為復雜,但總體而言,天然恢復植被固碳效益大于人工植被[22],生態(tài)林好于經(jīng)濟林[23]。然而,這些研究主要集中在退耕還林(草)實施10 年左右甚至更早,實施20 年前后開展的研究十分有限；且已有研究多數(shù)忽視了占比可達50%的溝谷,因此完整小流域尺度SOC空間分布及地形植被影響的研究不足。此外,在黃土丘陵區(qū)坡面與溝谷交界處有寬度在2—5 m的緩坡地,與峁坡區(qū)別明顯,通常稱之為崖頭或者溝肩(圖1),但已有研究均將其與峁坡混到一起研究,難以揭示溝肩有機碳分布特征。

圖1 媳婦子溝小流域剖面示意圖

因此,本研究以黃土丘陵區(qū)退耕還林(草)工程實施20 年典型小流域為對象,在不同地形單元(峁坡、溝肩、溝谷)和植被類型(次生草地、撂荒山杏林、撂荒坡耕地)采集0—100 cm土壤樣品,研究退耕還林(草)小流域SOC空間分布及影響因素,以期為揭示退耕還林(草)20 年SOC分布規(guī)律,準確評估區(qū)域SOC含量提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

媳婦子溝小流域位于陜西省榆林市清澗縣清水灣村(110°01′—110°04′E,37°09′—37°11′N),為黃土高原丘陵溝壑區(qū)典型地貌。小流域總面積1.44 km2,南北長約1400 m,東西寬約1200 m,溝緣線長達13 km；溝谷地面積0.84 km2,占小流域總面積的58.3%。地屬暖溫帶半干旱季風氣候,年均氣溫9.1℃,年均降水493 mm,季節(jié)性分布不均,主要集中于6至8 月,占年總降水量的80%左右。主要土壤類型為黃綿土,峁坡為典型的瓦貝狀地形。

2000 年實施退耕還林(草)工程以來,除流域入口保留部分坡耕地,全部退耕,2015年后坡耕地無人耕種,自然撂荒。小流域的植被類型分為退耕還草后自然演替20 年的次生草地(2000 年至今),林齡10 年左右的撂荒山杏林(2000—2010期間栽植,2010 年撂荒),撂荒年限為5 年的撂荒坡耕地(2015 年至今)。媳婦子溝剖面如圖1所示,為簡單明確區(qū)分不同地形單元,本文做如下劃分標準：峁坡指溝緣線以上>10°的地形；溝肩指溝緣線以上0—10°的地形；溝谷指溝緣線以下的地形。

1.2 樣品采集及測定

結(jié)合實地考察資料與Google earth遙感影像,根據(jù)地形和植被群落類型進行樣點設(shè)置,共計布設(shè)147 個樣點,于2020 年10 月22 日至10 月27 日完成土壤樣品采集工作。使用直徑 40 mm土鉆,分別采集0—20 cm、20—40 cm、40—60 cm、60—80 cm、80—100 cm土層土樣,去除石礫及植物根系,充分混合均勻,裝入無紡布樣袋中,共獲得735 個有效土壤樣品,帶回實驗室。使用手持定位系統(tǒng)(卓林A8,精度1 m)記錄每個樣點的經(jīng)緯度,樣點分布及小流域植被分布如圖2所示。

圖2 媳婦子溝小流域樣點分布圖及植被分布圖

土壤樣品于實驗室自然風干,研磨并通過100 目土壤篩。在外加熱的條件下,用0.8000 mol/L的重鉻酸鉀-濃硫酸溶液氧化SOC,剩余的重鉻酸鉀用標準的硫酸亞鐵滴定,直至溶液的顏色由棕紅經(jīng)紫色變?yōu)榘稻G,即為滴定終點,從所消耗的重鉻酸鉀量,計算有機碳的含量。為保證實驗精度,每一批樣品測定的同時,取0.5 g粉狀二氧化硅代替土樣進行2—3個空白試驗[24]。

1.3 數(shù)據(jù)分析及方法

采用經(jīng)典統(tǒng)計學和地統(tǒng)計學相結(jié)合的方法分析小流域SOC空間分布特征,描述性統(tǒng)計采用 SPSS 21.0,利用One-Way ANOVA方差分析方法對不同地形與植被類型SOC剖面分布特征進行分析,并采用Origin 2018作圖。地統(tǒng)計學分析采用GS+9.0進行,分析SOC含量的半方差函數(shù)(式1)。半方差函數(shù)是地統(tǒng)計學特有的分析工具,其理論模型可用來分析土壤空間變異的隨機性和結(jié)構(gòu)性,根據(jù)決定系數(shù)R2和殘差平方和RSS選擇最優(yōu)理論模型[25—28]。

(1)

式中,γ(h)為半方差函數(shù),h為樣點空間間隔距離,稱為步長；θi-θi+h為間隔h的 2 個觀測點的實測值。

Kringing法是對未抽樣點進行無偏最優(yōu)估計,已知樣點上的估計值等于樣點本身[29]?；贏rcGIS 10.6平臺,使用Kringing插值生成小流域SOC含量空間分布圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 描述性統(tǒng)計與地統(tǒng)計學分析

2.1.1描述性統(tǒng)計

小流域SOC含量描述性統(tǒng)計結(jié)果如表1所示,表層SOC最高且空間分布的標準差與變異系數(shù)最大,隨著土層深度的增加SOC及其空間異質(zhì)性均呈降低趨勢。采用Kolmogorov-Smirnov(K-S)檢驗SOC數(shù)據(jù)正態(tài)性,發(fā)現(xiàn)除60—80 cm土層外,其余土層都符合正態(tài)分布趨勢；將60—80 cm SOC進行對數(shù)轉(zhuǎn)化后,亦符合正態(tài)分布趨勢,故可進行地統(tǒng)計學分析與空間插值。

表1 媳婦子溝小流域不同土層土壤有機碳含量描述性統(tǒng)計及正態(tài)分布檢驗

2.1.2半方差函數(shù)最優(yōu)理論模型

半方差函數(shù)最優(yōu)理論模型如表2所示。半方差函數(shù)模型決定系數(shù)R2在0.730—0.882之間,殘差平方和RSS較小,表明理論模型估算準確度好；采樣樣點空間間隔距離即步長h控制在50—120 m之間,除60—80 cm土層外,其他土層半方差函數(shù)模型的變程a均大于步長h,樣點之間存在相關(guān)關(guān)系,可應(yīng)用地統(tǒng)計學理論分析。0—20 cm土層有最大的塊金值,即具有最大的塊金效應(yīng),表明較小尺度上的某種過程不容忽視,小尺度上SOC含量變異較強。0—20 cm、80—100 cm土層塊金系數(shù)分別為 49.6%、27.2%,有中等程度空間相關(guān)性,SOC含量受結(jié)構(gòu)性因素與隨機性因素的共同影響；其中0—20 cm土層有更強的隨機性,80—100 cm土層有更強的結(jié)構(gòu)性。20—40 cm、40—60 cm、0—100 cm土層塊金系數(shù)在15.0%—16.7%之間,有強烈的空間相關(guān)性,結(jié)構(gòu)性因素主導其含量空間分布。

表2 土壤有機碳含量半方差函數(shù)模型及參數(shù)

2.1.3基于 Kriging 插值的空間分布格局

利用半方差函數(shù)最優(yōu)模型進行地統(tǒng)計學插值,以直觀反映小流域SOC分布格局(圖3)。0—20 cm SOC分布格局相對簡單,SOC高值分布于峁坡次生草地、撂荒山杏林,SOC低值集中于撂荒坡耕地和溝谷壩地。20—40 cm土層與0—20 cm土層分布格局相似,但更多的顏色變化表明該層具有更為強烈的空間異質(zhì)性。40—60 cm、60—80 cm、80—100 cm土層呈現(xiàn)出比表層更加復雜且差異顯著的分布格局,且SOC高值區(qū)向溝谷轉(zhuǎn)移。0—100 cm剖面SOC均值的高值分布于峁坡次生草地、撂荒山杏林和溝谷壩地前段(靠近流域上游處),SOC低值集中于撂荒坡耕地與溝谷壩地中段和后段(靠近流域出口處),與淺層SOC有相似分布格局。

圖3 土壤有機碳含量空間分布圖

2.2 植被類型對土壤有機碳分布的影響

峁坡為退耕還林(草)工程的實施區(qū),因此本文僅對比峁坡不同植被類型剖面SOC含量空間分布。不同植被類型SOC統(tǒng)計特征如圖4所示。在不同植被類型剖面和各土層中,SOC含量均呈現(xiàn)次生草地>撂荒山杏林>撂荒坡耕地的分布格局,其中0—20 cm、20—40 cm、40—60 cm各植被類型之間具有顯著性差異(P<0.05)；0—20 cm次生草地、撂荒山杏林SOC均值分別達到4.35 g/kg、3.75 g/kg,分別為撂荒坡耕地的1.41和1.22倍。就剖面SOC均值而言,次生草地、撂荒山杏林SOC均值分別達到2.60 g/kg、2.39 g/kg,分別為撂荒坡耕地的1.21倍和1.12倍；就不同土層而言,不同植被類型表層(0—20 cm)SOC均顯著(P<0.05)高于下部土層(>20 cm),但次生草地20—40 cm土層SOC也顯著(P<0.05)高于更深土層。

圖4 不同植被類型土壤有機碳含量剖面分布

2.3 地形對土壤有機碳分布的影響

不同地形SOC統(tǒng)計特征如圖5所示。就不同土層而言,除溝谷外,其余地形表層(0—20 cm)SOC均顯著(P<0.05)高于下部土層(>20 cm)。就不同地形而言,峁坡和溝肩在整個剖面及各個土層SOC無顯著差異,但后者所有土層及剖面土壤SOC平均值高于前者；并且二者在0—20 cm、20—40 cm、及整個剖面上SOC均顯著(P<0.05)高于溝谷。然而在40 cm以下更深的土層,由于溝谷出現(xiàn)數(shù)個SOC高值(60—80 cm尤為明顯),不滿足方差分析正態(tài)性檢驗條件,故不同地形之間沒有統(tǒng)計上的顯著差異。

圖5 不同地形土壤有機碳含量剖面分布

3 討論

土壤碳庫的空間分布不均,區(qū)域SOC儲量實測及代表性數(shù)據(jù)貧乏,使得區(qū)域尺度SOC儲量估算存在較大不確定性[30]。本研究通過高密度的采樣,刻畫了小流域SOC分布特征。研究發(fā)現(xiàn)退耕小流域0—100 cm剖面SOC含量在1.40—4.27 g/kg之間,變異系數(shù)為22.8%(表1)；地統(tǒng)計學分析表明0—100 cm剖面SOC含量塊金系數(shù)為15.9%(表2),具有強烈的空間自相關(guān)性,結(jié)構(gòu)性因素主導其分布。在小流域尺度上,0—100 cm剖面SOC含量分布(圖3)與小流域植被類型圖(圖2)基本一致,與微地形(坡度、坡向、坡位等)無明顯相關(guān)關(guān)系。在宏觀氣候背景條件一致的特定地區(qū),海拔高度、坡度、坡向以及周圍地形遮蔽的作用影響溫度、濕度、降水等氣候條件,形成獨特的山區(qū)小氣候,進而對植物的生長發(fā)育、凋落物的儲存分解、微生物種群活性、土壤動物群落繁衍、種子萌發(fā)等諸多細微過程產(chǎn)生重要影響[31—32]。SOC含量的大小受自然環(huán)境、人類活動以及氣候變化三者的綜合控制,但人類活動導致的土地利用變化及管理措施更劇烈和快速地影響SOC時空變化[33—34],土地利用方式的劇烈變化弱化了微地形對SOC分布的影響。

本研究發(fā)現(xiàn)退耕還林(草)工程實施顯著增加小流域SOC含量,且植被類型顯著影響了SOC的分布(圖4)。不同植被類型具有不同的植物數(shù)量、生物量和根系質(zhì)量,從而決定進入土壤植物殘體的質(zhì)量存在差異,影響了SOC的分布特征[35—37]；退耕地植物的凋落物與根際沉積物大量積累為微生物提供了充足的底物,顯著提升土壤微生物的活性,而活性較高的微生物群落作為“加工者”向土壤輸送植物源殘體提升SOC含量[38—41]。本研究表明退耕還林(草)實施20 年后,形成了較為穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng),特別是次生草地會產(chǎn)生大量有機質(zhì),理論上有機碳輸入量可大于礦化量[2],碳匯效應(yīng)明顯,較5 年撂荒坡耕地表層(0—20 cm)和0—100 cm剖面SOC平均含量增加41%和21%。與其他退耕還林(草)工程實施地區(qū)研究相比,固碳效益上存在較大差異。例如喀斯特峰地區(qū)(MAP=1380 mm)研究表明退耕還草 30 a,表層(0—15 cm)SOC增量達15.3 g/kg,增幅達79%[42]；而寧夏荒漠草原(MAP=289 mm)次生草地表層(0—10 cm)SOC含量較農(nóng)地平均僅增加32%[43]。以上研究表明,退耕還林(草)固碳效益與氣候密切相關(guān),越濕潤的地方固碳效益越顯著。

地形影響土壤發(fā)育、遷移、沉積、風化、分解等物理化學過程,從而造成土壤理化性質(zhì)和SOC含量的空間分異[44]。一般而言,黃土丘陵區(qū)水土流失導致了流域內(nèi)水土資源的重新分配,低洼部位承接高處的徑流和泥沙；溝底SOC得到富集,峁坡SOC含量因水土流失而降低[45—46]。本研究顯示地形顯著影響了小流域SOC分布特征,溝緣線以上的峁坡和溝肩表層和剖面SOC顯著高于溝谷(圖5)。這是因為溝谷雖然承接了徑流和泥沙,但溝谷主要為傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)用地,粗放管理方式和化肥投入可能是其SOC低的主要原因；峁坡、溝肩植被覆蓋度高,水土流失得到有效控制,為SOC積累創(chuàng)造了良好條件。本研究中,首次將溝肩地單獨從傳統(tǒng)的峁坡中分離出進行分析,并且發(fā)現(xiàn)其SOC還要高于峁坡,這可能是由于溝肩位于峁坡下部,坡度小且在溝緣線植被攔截下,易于匯聚坡面表層SOC含量高的泥沙,提升其SOC含量。此外,圖5中顯示溝谷在40—100 cm不同土層中均出現(xiàn)了SOC明顯高的奇值,主要原因可能是該土層存在SOC含量高的黑色淤泥所致。

黃土丘陵區(qū)小流域退耕形式多樣,地貌也存在較大差異,本研究結(jié)果并不能全部反映該區(qū)不同類型小流域的固碳效應(yīng),因此,后續(xù)研究應(yīng)該選擇多個不同類型的退耕小流域進行評估,從而更全面反映退耕還林(草)工程實施20 年的固碳效應(yīng)。同時,探究黃土丘陵區(qū)小流域SOC分布與結(jié)構(gòu)性因素的定量關(guān)系,將有望從機理上揭示小流域SOC含量變化規(guī)律,為區(qū)域SOC含量精確評估提供重要依據(jù)。

4 結(jié)論

1)媳婦子溝小流域表層土壤塊金值最大且塊金系數(shù)為49.6%,表明表層SOC分布受到結(jié)構(gòu)因素和隨機因素共同影響；剖面SOC高值分布于次生草地、撂荒山杏林與溝谷淤地壩處,SOC低值分布于撂荒坡耕地與溝谷壩地。

2)植被類型顯著影響小流域SOC分布格局。次生草地的碳匯效應(yīng)最明顯,表層(0—20 cm)和亞表層(20—40 cm)SOC含量均顯著(P<0.05)高于撂荒山杏林與撂荒坡耕地,表層和剖面(0—100 cm)SOC平均含量較撂荒坡耕地分別增加41%和21%。

3)地形顯著改變了小流域SOC分布特征。溝緣線以上峁坡、溝肩地形的表層和剖面SOC含量均顯著(P<0.05)高于溝谷；溝肩所有土層及剖面土壤SOC平均值雖然均高于峁坡,但均無顯著性差異。