文章信息
- 赵光影, 郭冬楠, 江姗, 邵宗仁
- ZHAO Guangying, GUO Dongnan, JIANG Shan, SHAO Zongren.
- 冻融作用对小兴安岭典型湿地土壤活性有机碳的影响
- Effects of freezing and thawing on soil active organic carbon in the Xiaoxing'an Mountain wetlands
- 生态学报. 2017, 37(16): 5411-5417
- Acta Ecologica Sinica. 2017, 37(16): 5411-5417
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201605170953
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文章历史
- 收稿日期: 2016-05-17
- 网络出版日期: 2017-03-27
土壤活性有机碳是周转迅速、易被微生物降解的那部分有机碳[1], 是陆地生态系统中最活跃的成员, 也是土壤有机质的活性部分, 对土壤环境因子的变化极为敏感, 土壤的微小变动均会引起其含量的变化, 具有移动快、稳定性差、易氧化、易矿化的特点。虽然它只占土壤有机碳总量的较小部分, 但由于它可以在土壤全碳变化之前反映土壤微小变化, 又直接参与土壤生物化学转化过程[2]。在全球变暖的大背景下, 冻融作用通过影响土壤的物理、化学性质及生物学性状进而对陆地生态系统碳氮循环过程产生深刻影响[3], 使得土壤碳库中碳素加速流失和分解[4], 因而探讨冻融结构及冻融频次的变化对土壤活性有机碳的影响, 对进一步研究土壤碳库平衡和土壤化学、生物化学肥力保持具有重要意义。
目前, 国内外已经开展了一些研究, 大多集中在土壤活性有机碳的分布[5]、组分特征[6]以及不同土地利用方式的影响[7]等方面, 但对于普遍存在于中、高纬度及高海拔地区的冻融作用[8]对其的影响研究较少, 尤其是针对排水造林后的湿地研究更是罕有。排水造林作为湿地受到的重要人工干扰类型之一, 很多国家都通过此途径对湿地进行改造, 但天然原有湿地景观遭到破坏后, 湿地土壤养分、通透性、呼吸速率、凋落物数量和质量发生明显变化[9], 从而导致排水造林后土壤活性有机碳受到显著影响。其中, 我国东北林区形成的湿地落叶松人工林面积就高达数十万平方公顷。因此, 本文选择具有代表性的小兴安岭天然的落叶松苔草沼泽湿地、不同年代排水造林时间的人工落叶松沼泽湿地为研究对象, 着重探讨了冻融次数和冻融温度对小兴安岭森林沼泽湿地土壤活性有机碳影响的变化趋势, 为进一步科学评估森林沼泽湿地的固碳潜力和调控机理提供参考依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究地点位于小兴安岭中段, 黑龙江省东北部伊春市友好林业局永青林场, 处于47°45′56″—48°33′25″N, 128°7′34″—128°59′53″E, 平均海拔在260—500 m之间, 属于北温带大陆性季风气候。年平均气温为0.4℃, 积温达1900—2000℃, 年平均降水量为630 mm, 多集中在夏季6—8月份, 无霜期约100 d, 春季大风干旱, 夏季温湿多雨, 秋季多风干燥, 冬季寒冷漫长。小兴安岭地带性土壤为暗棕壤、沼泽土、草甸土和泥炭土。主要沼泽类型在本区都有分布, 主要为森林沼泽、灌丛沼泽、苔草沼泽等。20世纪70年代开始, 为获得更多木材产量, 小兴安岭林区对部分天然沼泽湿地进行人工造林, 形成了具有年代差异的落叶松排水沼泽。落叶松排水沼泽排水前为苔草沼泽或灌丛沼泽, 挖沟翻扣表层土壤至两侧形成垄台, 种植落叶松形成。
1.2 样品的采集和处理在研究区域内选择4块样地, 分别是天然兴安落叶松沼泽湿地以及2003年、1992年、1985年开始进行排水的兴安落叶松人工林作为样地, 标记为XATC、PS03、PS92、PS85。采集的新鲜土样带回室内, 除去动植物残体、石块等杂物。将样品在25 ℃恒温培养箱中培养5 d后, 分为2组, 分别在-5—5 ℃和-25—5 ℃两个梯度下进行冻融循环处理, 即将样品在-5/-25 ℃下冻结24 h, 然后在5 ℃下融化24 h, 此为1次冻融循环[10]。两组样品分别经历0, 1, 2, 4, 9次冻融循环后取出, 进行室内模拟实验, 分析土壤样品中SOC、LFOC、DOC、MBC含量。每个采样点每个处理设置3个重复, 供试土壤理化性质见表 1。
土壤类型 Soil Type |
全磷/(mg/kg) Total Phosphorus |
全氮/% Total Nitrogen |
有效磷/(mg/kg) Available Phosphorus |
容重/(g /cm3) Bulk Density |
酸碱度 pH |
XATC | 19.00±2.00a | 10.53±0.08a | 0.93±0.31a | 1.8±0.18a | 4.97±0.03a |
PS03 | 68.00±2.00b | 7.57±0.10b | 7.10±0.10c | 2.39±0.10b | 5.11±0.06ab |
PS92 | 75.33±1.53b | 5.15±0.16c | 3.97±0.15b | 2.12±0.13ab | 5.49±0.16ab |
PS85 | 99.33±10.50c | 4.30±0.29c | 6.83±0.57c | 1.94±0.08ab | 5.86±0.10b |
兴安落叶松苔草湿地(XATC)Larix gmelinii-sedge wetland; 2003年排水造林湿地(PS03) Drainage afforestation wetland in 2003; 1992年排水造林湿地(PS92) Drainage afforestation wetland in 1992; 1985年排水造林湿地(PS85) Drainage afforestation wetland in 1985 |
有机碳:经冻融处理后, 风干磨细, 称取0.1 g干土, 加入2 mol/L盐酸浸没, 应用Multi N/C 2100 TOC仪(德国耶拿)高温燃烧法测定土壤SOC含量。溶解性有机碳:称取10g新鲜土壤放入盛有50 mL蒸馏水的三角瓶中, 常温下振荡浸提30 min, 用高速离心机离心, 上清液过0.45 μm滤膜, 采用MultiN/C 2100 TOC仪(德国耶拿)测定。轻组有机碳:取风干过2 mm筛土壤5—10 g放入离心管中, 加入1.7 g/cm3的NaI溶液, 手动震荡3 min, 超声波震荡10 min, 后用玻璃棒搅匀, 在4200 r/min下离心10 min。以虹吸法将悬浮物导入烧杯, 再重复加重液, 超声波振荡, 离心, 重复3次, 所得样品用150ml 0.01 mol/L CaCl2溶液洗涤, 再用200 mL蒸馏水反复冲洗, 得到轻组有机碳。然后在60℃下烘干24 h称重。取烘干好的轻组与重组分别过100目, 并用Multi N/C 2100 TOC仪(德国耶拿)高温燃烧法分别测定其有机碳含量, 即为轻组有机碳。微生物量碳、氮:采用改进的氯仿熏蒸-K2SO4浸提法测定。取5 g土壤样品用三氯甲烷熏蒸24 h, 用0.5 mol/L的K2SO4浸提熏蒸和未熏蒸的样品约30 min, 应用MultiN/C 2100 TOC仪(德国耶拿)测定浸提液总有机碳浓度。
3 结果与分析 3.1 土壤有机碳含量的变化特征未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤有机碳含量差异显著(P < 0.05)。冻融前, 4种类型湿地土壤有机碳含量分别为149.07, 85.39, 48.78, 36.94g/kg, 表现为未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地土壤SOC含量明显高于排水造林后人工湿地, 且排水时间越长, 其含量越少。但方差分析表明, 不同冻融温度和冻融次数下森林沼泽湿地土壤SOC含量差异均不显著(P > 0.05)。随着冻融次数的增加, 土壤SOC含量基本不变。经历1, 2, 4, 9次冻融循环后, -5—5 ℃冻融处理下, 其含量比冻融前仅变化为1.64%, 9.68%, 2.32%, 2.17%, -25—5 ℃冻融处理下, 分别为2.55%, 6.45%, 3.00%, 2.36%, 表明短期的冻融交替对土壤SOC总量变化的影响不大(图 1)。
3.2 土壤轻组有机碳含量的变化特征土壤轻组有机碳是一种物理未络合有机碳, 冻融前后, 未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤LFOC占SOC的比重变化不明显(P > 0.05), 但总体上土壤LFOC表现为XATC>>PS03>PS92>PS85, 表现为未排水湿地LFOC含量明显高于排水造林后人工湿地(图 2)。经历1, 2, 4, 9次冻融循环后, -5—5℃冻融处理下, 4种湿地土壤LFOC占SOC的比重平均为23.93%, 24.16%, 25.98%, 24.72%, -25—5 ℃冻融处理下, 分别为26.42%, 25.77%, 23.12%, 24.47%。总体上, 随着冻融次数的增加, 土壤LFOC含量先减少后增加, 且9次冻融后略高于冻融前, -5—5 ℃冻融处理下, 其含量分别增加3.81%, 1.71%, 7.25%, 1.70%, -25—5 ℃冻融处理下, 分别增加4.78%, 2.68%, 7.19%, 10.87%。但经方差分析显示, 冻融次数对土壤LFOC含量影响不显著(P > 0.05), 冻融温度对土壤LFOC含量影响也不显著。
3.3 土壤溶解性有机碳含量的变化特征冻融循环作用对土壤DOC含量影响显著(P < 0.05)。随着冻融次数的增加, 土壤DOC含量呈现先增加后减小的趋势。无论是-5—5 ℃还是-25—5 ℃冻融处理, 未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地4种土壤类型的DOC含量均差异显著(P < 0.05), 其中排水湿地DOC含量明显低于未排水造林天然湿地, 且1次冻融循环后出现最大值(图 3)。-5—5 ℃冻融处理下, 其含量比冻融前分别增加33.49%, 28.13%, 34.94%, 28.49%, 而-25—5 ℃冻融处理下分别增加51.17%, 29.53%, 24.61%, 25.03%。但2次冻融循环后, 土壤DOC含量开始下降, 并随着冻融次数的增加而逐渐减少。9次冻融循环后, -5—5 ℃冻融处理的土壤DOC含量比冻融前仅提高10.46%, 6.40%, 6.92%, 4.70%, 而-25—5 ℃冻融处理仅提高5.55%, 5.34%, 10.25%, 7.46%, 表明冻融作用对土壤DOC含量的短期效应明显, 而多次冻融处理后土壤DOC含量增加并不明显, 其中, -25—5 ℃比-5—5 ℃冻融处理的土壤DOC含量变化幅度略大一些。
3.4 土壤微生物量碳含量的变化特征冻融作用对不同年代排水造林沼泽湿地土壤微生物碳含量变化的影响较大(P < 0.05)。经历1, 2, 4, 9次冻融循环后, -5—5 ℃冻融处理下, 2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤MBC平均含量比未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地分别低17.22%, 20.39%, 42.08%, 而-25—5 ℃冻融处理下, 分别低26.45%, 24.64%, 38.22%。随着冻融次数的增加, 其含量均呈现先增加后减小的趋势, 且1次或2次冻融循环后出现最大值。冻融前, 4种人工湿地土壤MBC占SOC比重分别为5.42‰, 7.83‰, 12.30‰, 11.72‰, 9次冻融后, -5—5 ℃冻融处理下, 其比重分别为4.51‰, 6.48‰, 9.57‰, 11.39‰, -25—5 ℃冻融处理下, 分别为4.19‰, 5.38‰, 8.95‰, 12.65‰(图 4)。冻融前后, 土壤MBC占SOC比重变化不明显, 但总体上排水造林时间越长, 土壤MBC占SOC比重变化越明显, 方差分析显示, 冻融温度对土壤MBC占SOC比重影响并不显著(P > 0.05)。
4 讨论 4.1 冻融作用对土壤有机碳含量的影响土壤有机碳是反映土壤质量高低的重要因子, 直接影响土壤的物理、化学和生物学性质以及生产力的形成[11], 且其含量变化与可用氮、水分等有关[12]。随着冻融次数的增加和冻结温度的变化, 未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤有机碳变化不显著(P > 0.05), 可能是由于供试土壤有机碳含量已经处于一个相对稳定的状态, 土壤有机碳中稳定态有机碳所占比重较大, 短期的温度变化不会引起土壤有机碳较大的变化。刘淑霞等[13]以黑土为研究对象也得出了相同的结论。但冻融前, 4种类型湿地土壤有机碳含量表现XATC>PS03>PS92>PS85, 主要是挖沟排水过程不仅会造成大量的有机质向沟渠迁移, 使得不同沟渠沉积物中有机质的含量和分布产生明显的差异, 而且长期排水将使得带入沟渠中的有机质埋藏于沉积物底层, 造成有机碳的永久性丧失[14], 从而导致排水时间越长, 其含量越少。
4.2 冻融作用对土壤轻组有机碳含量的影响冻融前后, 未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤LFOC占SOC的比重变化不明显(P > 0.05), 但总体上土壤LFOC表现为XATC>PS03>PS92>PS85, 可能是因为相比排水造林后的人工湿地, 天然兴安落叶松湿地含有更多的未分解和半分解的根和凋落物, 加上已腐解再合成的腐殖质, 通过密度分组法得到的轻组比例也较高, 从而LFOC含量相比排水造林后湿地更高[15]。总体上, 随着冻融次数的增加, 4种湿地土壤LFOC含量先减少后增加, 可能是由于多次冻融和冷湿环境降低了土壤有机物的分解能力, 导致植物残体的增加, 加上细腻的土壤质地, 使得不稳定有机碳库的大量存在[16], 从而导致大量的物理未络合有机物的积累。因此, 9次冻融后, 土壤LFOC含量略高于对照。
4.3 冻融作用对土壤溶解性有机碳含量的影响溶解性有机碳是矿质土壤的活性有机质, 土壤中水溶性有机质的含量很少, 但作为环境污染物移动的载体因子, 对土壤的C、N、P、S等养分和重金属元素的迁移、转化起着重要的作用[17]。无论是-5—5 ℃还是-25—5 ℃冻融处理, 未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地4种土壤类型的DOC含量均差异显著(P < 0.05), 且1次冻融循环后出现最大值。冻融过程可改变土壤团聚体的大小和稳定性, 冻融初期, 土壤孔隙中冰晶的膨胀打破颗粒之间的联结, 破坏土壤团聚体, 呈将大团聚体破碎成小团聚体的趋势, 这时一些小分子的有机质被释放出来[18]。此外, 冻融影响土壤的理化性质, 土壤理化性质不仅影响有机质的分解速率, 而且对分解产生的DOC有吸附作用。但多次冻融过后, 随着冻融次数的增加, 土壤中原有的DOC又在不断的被活着的微生物利用分解, 因此多次冻融后土壤DOC含量开始不断减少。
4.4 冻融作用对土壤微生物量碳含量的影响冻融过程改变了土壤水分状况和分布, 直接影响土壤的物理性质和微生物活性, 导致土壤的生物地球化学过程速率发生变化[10], 而且地上部分凋落物输入的碳也是影响土壤微生物群落组成的较为显著的因素之一[19]。1次冻融后, 由于冻融作用下, 死亡微生物的细胞可以作为其他微生物的基质, 增加了土壤微生物活性, 同时冻融交替和氯仿熏蒸的过程会杀死湿地土壤中的微生物, 这些死亡的微生物在分解菌的作用下分解, 释放出小分子的氨基酸和糖类物质, 提高了湿地土壤中有机质含量, 同时也促进了湿地土壤的微生物量[20]。9次冻融后, 土壤微生物逐渐适应了这种变化, 所以微生物量碳表现为先增加后减少的趋势。冻融前后, 土壤MBC占SOC比重变化不明显(P > 0.05), 但总体上排水造林时间越长, 土壤MBC占SOC比重变化越明显, 可能是由于长时间的湿地排水开垦后土壤养分、通透性、温度、氧化还原环境等理化性状发生改变, 土壤MBC占SOC比例对环境的响应就更为敏感, 而且由于微生物的影响更为直接, 因此土壤MBC的变化趋势和幅度更为明显。
5 结论未排水造林的天然兴安落叶松苔草湿地、2003年、1992年、1985年排水造林后的人工兴安落叶松湿地土壤SOC含量差异显著(P < 0.05), 但随着冻融次数的增加, 土壤SOC含量基本不变, 短期的冻融交替对土壤SOC总量变化的影响不大。冻融前后, 4种湿地土壤LFOC占SOC的比重变化不明显(P > 0.05), 但随着冻融次数的增加, 土壤LFOC含量先减少后增加, 1次冻融后达到最大值, 但9次冻融后略高于对照。此外, 土壤MBC占SOC比重在冻融前后变化也不明显(P > 0.05), 但总体上排水造林时间越长, 土壤MBC占SOC比重变化越明显。
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