2017, Vol. 37文章信息
- 郑蔚, 李超, 元晓春, 郑永, 陈岳民, 林伟盛, 杨玉盛
- ZHENG Wei, LI Chao, YUAN Xiaochun, ZHENG Yong, CHEN Yuehmin, LIN Weisheng, YANG Yusheng.
- 皆伐火烧对亚热带森林不同深度土壤CO2通量的影响
- The impact of clear-cutting and slash burning on soil CO2 flux at different soil depths in a subtropical forest
- 生态学报. 2017, 37(4): 1221-1231
- Acta Ecologica Sinica. 2017, 37(4): 1221-1231
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201606241245
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文章历史
- 收稿日期: 2016-06-24
- 修订日期: 2016-11-23
2. 湿润亚热带山地生态国家重点实验室培育基地, 福州 350007
2. Cultivation Base of State Key Laboratory of Humid Subtropical Mountain Ecology, Fuzhou 350007, China
土壤呼吸作为陆地生态系统第二大的碳通量, 在调节土壤碳库与生态系统碳循环的过程中发挥着重要的作用[1-3]。人类活动引起的森林转换导致生态系统碳储量降低, 使得转换后的林地在近期内成为碳源。已有研究表明近一个世纪内由土地利用变化向大气排放的CO2中有87%来自于森林转换[4]。皆伐火烧作为我国南方商品林转换过程中的主要方式, 其将严重影响土壤呼吸的速率以及土壤呼吸对气候变化的反馈[5]。因此, 深入研究皆伐火烧对土壤呼吸的影响及其机制对于准确评估生态系统的碳平衡具有重要意义。
现阶段有关皆伐火烧对土壤呼吸影响已进行大量研究[6-7], 但大多研究仅关注干扰活动对土壤表观CO2通量和环境因子的影响[7-8], 而皆伐火烧对不同深度土壤CO2通量的影响则鲜见报道。土壤CO2通量是土壤自养呼吸和异养呼吸总的CO2产量在土壤剖面不同深度扩散的过程, 受到不同深度土壤生物因素和环境作用的共同影响。评估不同深度的土壤CO2通量可有效反应土壤CO2生产量向地表排放的碳动态过程。但是, 现阶段评估土壤与大气间碳交换对人为干扰和气候变化的响应仍然具有很大的不确定性, 主要关注于温度、水分等环境因子对土壤CO2生产量的生物过程, 对于土壤CO2在不同深度的通量还需要进一步的了解[9]。皆伐火烧将强烈改变不同深度土壤的物理和化学因素, 进而影响不同深度土壤CO2通量[10]。已有研究表明含水率降低后深层土壤对土壤表观CO2通量的贡献率增加[11]。为此, 本研究连续观测亚热带常绿阔叶米槠次生林皆伐火烧后的不同深度土壤CO2通量的动态变化, 分析皆伐火烧对亚热带森林不同深度土壤CO2通量的影响。为更加准确评估人类活动引起的森林转换对生态系统碳循环的影响提供依据。
1 材料和方法 1.1 研究区概况试验地位于福建三明森林生态系统与全球变化定位观测研究站(26° 19′ N, 117° 36′ E), 本区地形以低山丘陵为主, 平均海拔330 m, 属中亚热带季风性气候, 年均降水量1749 mm, 年均气温19.1℃。研究区主要为由黑云母花岗岩发育的红壤, 土壤厚度超过1 m。伐前植被为1978年经强度择伐后人促更新的米槠次生林, 该林分密度为2650株/hm2, 平均树高19.7 m, 平均胸径13.5 cm。主要树种为米槠(Castanopsis carlesii)、闽粤栲(Castanopsis fissa Rehd)、木荷(Schima superba)等, 以米槠为优势树种。林下植被主要有毛冬青(Ilex pubescens Hook)、狗骨柴(Tricalysia dubia)、矩圆叶鼠刺(Itea chinensis)、沿海紫金牛(Ardisia punctata)、狗脊蕨(Woodwardia japonica)等。该林分0—80 cm土壤有机碳储量85.34 t/hm2, 年均凋落物量5.81 t hm-2 a-1。
1.2 样地设置于2011年12月对拟采伐的米槠次生林进行皆伐, 3个重复, 每个标准样地面积20 m×20 m。分别将每个标准样地林木全部伐除, 移除树干后将采伐剩余物均匀覆盖在地表, 在太阳下干燥3个月后, 进行火烧, 采伐剩余物与凋落物被全部烧尽, 火烧时间为2012年3月28日。保留米槠次生林为对照处理(CT)。于2012年7月和10月对皆伐火烧样地进行除草。
1.3 土壤表观CO2通量观测为验证扩散模型在本研究区域的适用性, 本研究利用Li-8100腔室法观测土壤表观CO2通量, 在每个标准样地内布置5个PVC呼吸圈(内径20 cm×高10 cm), 将PVC一端削尖插入土壤3—5 cm。观测周期为每两周一次, 于9：00—10：00进行观测。在前期(2012年3月—2012年5月)通过Li-8100腔室法对表观CO2通量进行每天1次的观测, 分别选定皆伐火烧和对照处理中平均土壤表观CO2通量的观测点, 作为长期监测的土壤剖面。
1.4 土壤剖面CO2浓度观测在每个标准样地内均挖取1个土壤深度为1 m的标准土壤剖面, 在土壤深度为10、20、40、60 cm和80 cm处分别水平插入3个间隔20 cm 的PVC管(长 80 cm×直径2.0 cm), 插入土壤60 cm, 外部露出20 cm。然后使用三通接头将每层的3根PVC管连接起来, 起到混合特定深度的土壤CO2浓度减少土壤空间异质性, 测量时将CO2检测器插入连接管即可。为防止挖取土壤剖面对实验的影响, 于2012年4月1日实验装置布设完毕, 2012年6月至2013年5月分别对各试验地进行持续观测。本研究采用的CO2浓度观测装置为SC8000便携式土壤CO2测定仪(GMT220系列, Vaisala公司, 芬兰), 该仪器由主机、连接线和CO2检测器三部分组成, 检测器采用新型硅基非散射红外CO2 设备(NDIR), 在野外条件下不受灰尘、水汽等的影响, 能够连续测量土壤CO2浓度变化。仪器每间隔30 min对土壤CO2浓度进行1次读数, 主机内设有数据存储装置对采集的CO2浓度数据进行保存。于2013年6月对土样进行采集, 用于测定土壤的总碳、总氮、pH和微生物生物量等指标(表 1)。
| 处理Treatment | 土壤深度Soil depth/cm | 总碳Total C/(g/kg) | 总氮Total N/(g/kg) | pH | 微生物生物量碳Microbial biomass C/(mg/kg) |
| 对照(CT) | 0—10 | 16.33±0.40Aa | 1.46±0.01Aa | 4.39±0.17Aa | 202.3±1.24Aa |
| 10—20 | 10.85±0.10Ab | 1.15±0.01Ab | 4.40±0.31Aa | 142.48±3.52Ab | |
| 20—40 | 5.70±0.03Bc | 0.81±0.01Bc | 4.36±0.08Aa | 108.61±4.19Ac | |
| 40—60 | 3.81±0.07Ac | 0.76±0.01Ac | 4.37±0.3Aa | 60.00±2.93Bd | |
| 60—80 | 2.93±0.09Ac | 0.69±0.01Ac | 4.32±0.25Aa | 54.75±1.04Ad | |
| 皆伐火烧(SB) | 0—10 | 13.91±0.14Ba | 1.43±0.01Aa | 4.14±0.20Ab | 153.86±7.67Ba |
| 10—20 | 9.49±0.10Ab | 1.15±0.01Ab | 4.51±0.18Aa | 125.09±14.67Ab | |
| 20—40 | 6.42±0.13Ac | 0.91±0.01Ac | 4.13±0.15Ab | 78.29±2.11Bc | |
| 40—60 | 4.33±0.16Ac | 0.84±0.01Ac | 4.08±0.07Ab | 84.69±4.32Ac | |
| 60—80 | 3.21±0.12Ac | 0.78±0.01Ac | 4.06±0.09Ab | 42.32±1.21Bd | |
| 表中数据为均值±标准差；不同大写字母表示相同土层不同处理之间差异显著(P＜0.05) , 不同小写字母表示相同处理不同土层之间差异显著(P＜0.05) | |||||
扩散法以Fick第一扩散法为理论依据, 不同深度土壤CO2的通量(FS)可以通过CO2的浓度梯度及其在土壤中的有效气体扩散系数来计算[13]。
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(1) |
式中, Ds为土壤中CO2的扩散系数(m2/s)；C为深度z(m)土壤CO2浓度(μmol/m3)；本研究中, 0—10 cm CO2的通量表示以地表和土壤深度10 cm间的CO2的浓度梯度计算的土壤表观CO2通量；10—20 cm CO2的通量表示以土壤深度10 cm和20 cm间的CO2的浓度梯度计算的10 cm深度的CO2通量；以此类推。
Ds的计算公式为：
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(2) |
式中, ε为相对气体扩散系数；Da为自由大气CO2扩散系数(T=20 ℃或293. 15 K、P=1. 013×105 Pa时, Da=1.47×10-5 m2/s)。尽管目前有较多模型可用于估算ε[14-16], 但我们前期研究发现, Moldrup2000模型最适用于本研究区域[17]。Moldrup2000模型的计算公式为：
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(3) |
式中，φ为土壤孔隙度, θ为土壤体积含水率(cm3/cm3)。
土壤呼吸年通量R(g C m-2 a-1)计算公式[12]为：
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式中, Ft表示扩散法所得土壤表观CO2通量。
土层的CO2产量可以通过土层净CO2通量来估算, 也就是土层上下边界的CO2通量差值与原本储存在土层中的CO2之和。由于土层中储存的CO2量远小于土层边界的CO2通量, 因此在计算土层的CO2产量时可将土层中储存的CO2量忽略不计[18]。
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(4) |
式中, F1、F2分别为土层上下边界CO2通量。
CO2贡献率计算公式[13]为：
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(5) |
在每个标准样地内安装土壤剖面CO2浓度观测装置的同时, 于各深度中分别埋入2支温度和水分探头(EC H2O Model EC-5, Decagon公司, 英国), 观测频率与土壤CO2浓度读数同步。
1.7 数据处理使用SPSS 19.0和Origin 9.0软件进行数据处理和图形绘制。对所用数据进行前处理, 并通过正态分布检验和F检验检验数据的正态分布和方差同质性。通过t检验进行假设检验, 分析同一土层下对照与皆伐火烧的土壤CO2通量及其影响因素的差异显著性。通过ANOVA进行方差分析并使用q检验(S-N-K)进行多重比较, 分析同一处理下不同深度的土壤CO2通量及其影响因素的差异显著性。采用指数模型(R=a×ebT)和线性模型(R=a×W+b)拟合不同处理方式土壤剖面CO2通量与土壤温度、土壤含水量的关系。
2 结果与分析 2.1 不同深度土壤CO2浓度变化
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| 图 1 2012年6月至2013年5月间皆伐火烧(SB)和对照(CT)土壤剖面CO2浓度年变化动态 Fig. 1 Inter-annual dynamic of soil vertical profile CO2 concentrations in the SB (plain line) and the CT (dashed line) plot from June 2012 to May 2013 |
本研究中, 皆伐火烧和对照样地的土壤CO2浓度均随着土壤深度的增加而升高(图 1)。对照处理中, 由(3063.30±100.43) μmol/mol增至(8350.83±113.50) μmol/mol；皆伐火烧后, 由(1126.01±638.55) μmol/mol增至(4698.92±1866.66) μmol/mol。除皆伐火烧 10 cm深度外, 皆伐火烧和对照各土层CO2浓度年动态变化均呈单峰曲线(图 1), 对照10 cm和20 cm深度的CO2浓度在5—6月达到峰值。各深度土壤CO2浓度达到峰值的时间随土壤深度的增加而延迟；10 cm和20 cm深度CO2浓度在2012年6月达到峰值, 40 cm和60 cm在2012年7月达到峰值；80cm深度CO2浓度在2012年8月达到峰值。
皆伐火烧后, 皆伐火烧10cm处土壤全年CO2浓度都显著小于对照, 其余各深度土壤CO2浓度在2012年6月至10月和2013年2月至5月间都小于对照(20%—68%), 2012年11月至2013年1月与对照间没有显著差异。
2.2 皆伐火烧对不同深度土壤CO2通量和贡献率的影响将Li-8100腔室法观测到的CO2通量与扩散法计算的表观土壤CO2通量进行线性回归分析, 结果指出两者具有很好的线性相关关系(y=1.06x-0.028, R2=0.94**)(图 2)。说明本研究所使用的Moldrup 2000扩散模型适用于估算本地区的土壤CO2通量。
此外, 2012年4月至5月(火烧后1—2个月), 皆伐火烧样地表观土壤CO2通量显著高于对照样地(P<0.05) (图 3), 然而火烧处理两个月后, 皆伐火烧样地表观土壤CO2通量显著低于对照样地, 而2012年12月至2013年1月间皆伐火烧样地表观土壤CO2通量与对照样地没有显著差异。
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| 图 2 Li-8100腔室法与扩散法所得CO2通量之间的相关性 Fig. 2 Correlation between soil surface CO2 fluxes directly measured with Li-8100 chambers (horizontal axes) and CO2 fluxes calculated according to the gradient-based method (vertical axes) using the Moldrup et al. (2000) diffusivity model |
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| 图 3 皆伐火烧后2个月内通过Li8100观测的皆伐火烧和对照的表观CO2通量 Fig. 3 Soil surface CO2 fluxes of SB (plain line) and that of CT (dashed line) directly measured with Li-8100 chambers within two months after SB |
如图 4所示, 对照和皆伐火烧表观0—10 cm CO2通量动态变化均呈单峰曲线, 峰值出现在5至6月间。而且, 皆伐火烧表观0—10 cm CO2通量在2012年6月大幅低于对照。总体来看, 皆伐火烧显著提高了10—20 cm的土壤CO2通量, 显著降低其余土层的CO2通量。
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| 图 4 2012年6月至2013年5月间皆伐火烧和对照土壤剖面土壤CO2通量年变化动态 Fig. 4 Inter-annual dynamic of soil vertical profile CO2 flux in the SB (plain line) and the CT (dashed line) plot from June 2012 to May 2013 |
皆伐火烧也改变不同土层CO2通量对土壤表观通量的贡献率。对照中, 各土层对土壤CO2通量的贡献率分别是58%、31%、2%、6%和3%(图 6)。而皆伐火烧后, 0—10 cm 土层贡献率下降至2%, 10—20 cm土层的CO2通量贡献率则大幅上升至87%, 而其他土层CO2通量对土壤表观通量的贡献率没有显著变化。
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| 图 5 皆伐火烧和对照土壤剖面各土层CO2年通量 Fig. 5 Annual carbon fluxes of CO2 at different layers of SB and CT plot |
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| 图 6 皆伐火烧和对照土壤剖面各土层CO2贡献率 Fig. 6 Soil vertical profile CO2 fluxes contribution at different layers of SB and CT plot |
对照与皆伐火烧不同深度的土壤温度年变化趋势相似, 由2012年7月至2013年1月土壤温度逐渐降低, 2013年2月至2013年5月土壤温度逐渐升高。皆伐火烧各深度土壤温度均有高于对照, 尤以2012年6月至2013年1月最为显著(图 7), 变化范围为7℃—31℃, 年平均温度约为21℃。不同土层间土壤温度差异随时间而改变, 皆伐火烧样地2012年6月至11月土壤温度随土壤深度增加而降低, 2012年12月至2013年2月不同土层土壤温度无显著差异, 2013年3月至5月土壤温度随土壤深度增加而升高。对照样地不同土层间土壤温度差异亦呈现相同趋势。
皆伐火烧与对照的土壤含水率年变化趋势相似, 但皆伐火烧各土层含水率变化幅度均增大。皆伐火烧与对照各深度土壤含水率的差异随火烧后的时间而改变。2012年6月至2013年1月, 皆伐火烧各深度土壤含水量均低于对照(图 7)。其中尤以0—20 cm的土壤含水率减少最多, 从对照处理的7%—32%降低至皆伐火烧的3%—25%。2013年2月至5月皆伐火烧和对照在同一深度土壤含水率相差不大(图 7)。皆伐火烧和对照样地在同一处理的不同土层间土壤含水率随土壤深度增加呈上升趋势。
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| 图 7 皆伐火烧和对照土壤剖面温度和含水率的年变化动态 Fig. 7 Inter-annual dynamic of soil vertical profile temperature and water content, in the SB (plain line) and the CT (dashed line) plot, from June, 2012 to Mary, 2013 at each depth |
运用指数模型对不同深度土壤CO2通量和土壤温度进行拟合(表 2), 发现对照样地只有0—10 cm的CO2通量与温度呈显著相关(P<0.05) , 但火烧样地0—10 cm和10—20 cm土壤CO2通量和土壤温度均呈显著相关。
对不同深度土壤CO2通量和土壤含水率进行线性模型拟合(表 2), 发现除对照10—20、20—40 cm和皆伐火烧40—60 cm土层的土壤CO2通量与土壤含水量有显著负相关外, 其余土层的CO2通量与土壤含水量均无显著相关性。
| 处理Treatment type | 土壤深度Soil depth/cm | R=a×ebT | R=a×W+b | ||||
| a | b | R2 | a | b | R2 | ||
| 对照CT | 10 | 0.578 | 0.086 | 0.689** | 3.544 | 2.386 | 0.004 |
| 20 | 1.665 | -0.023 | 0.051 | -9.954 | 2.958 | 0.310** | |
| 40 | 0.275 | 0.013 | 0.037 | -3.416 | 1.045 | 0.282** | |
| 60 | 0.059 | 0.088 | 0.232 | -4.088 | 1.209 | 0.095 | |
| 80 | 1.047 | -0.042 | 0.269 | -3.851 | 1.487 | 0.133 | |
| 皆伐火烧SB | 10 | 0.993 | 0.03 | 0.246** | 2.165 | 1.551 | 0.016 |
| 20 | 0.843 | 0.037 | 0.226** | -0.367 | 1.874 | 0.001 | |
| 40 | 0.254 | -0.021 | 0.004 | 0.976 | -0.031 | 0.094 | |
| 60 | 0.141 | -0.015 | 0.011 | -0.913 | 0.294 | 0.236* | |
| 80 | 1.184 | -0.159 | 0.042 | 1.431 | -0.26 | 0.007 | |
| *达到显著水平(0.05) ,**达到极显著性水平(0.01) | |||||||
皆伐火烧对土壤CO2通量的影响, 与火烧后的观测时间有关。本研究中, 皆伐火烧的前2个月内, 其土壤表观CO2通量要高于对照。该结果与相关研究类似, Wüthrich等在瑞士的研究发现皆伐火烧会促进土壤呼吸[19]。本研究中, 皆伐火烧后, 植被覆盖的减少显著增加土壤温度(图 7), 提高土壤有机碳矿化速率, 从而促进土壤呼吸[5]。火烧后残留的灰烬物质会提供大量易分解有机碳[19], 同时会引起土壤pH的升高[19], 有利于微生物的生长进而提高土壤呼吸[21]。火烧破坏土壤团聚体, 使得团聚体保护性碳的释放, 同时增加土壤通气条件, 进一步促进土壤呼吸速率[22]。之后, 土壤表观的CO2通量低于对照, 可能原因是皆伐火烧2个月后植物死亡残渣分解殆尽, 表层土壤有机碳量降低[23], 大量易分解有机碳的分解殆尽引起异养呼吸下降并最终导致土壤CO2通量降低[24]。皆伐火烧减少凋落物和植被覆盖, 降低土壤有机质的输入, 也会造成土壤CO2通量下降[8], 火烧后根系呼吸的减少也将引起土壤CO2通量的下降[25]。
3.2 皆伐火烧对土壤不同深度CO2通量的影响：本研究中, 皆伐火烧改变不同深度土壤CO2通量。与对照相比, 皆伐火烧10—20 cm深度土壤CO2通量显著增加, 但其余不同深度土壤CO2通量均显著降低。同时, 皆伐火烧改变了不同土层对于土壤表观CO2通量的贡献率。皆伐火烧后0—10 cm土层CO2贡献率显著下降, 10—20 cm土层CO2贡献率显著上升, 其余土层CO2贡献率无显著变化。
表层0—10 cm土壤中较高的土壤有机碳含量和有效性碳是土壤CO2产量较高的主要原因[26], 在对照样地中0—10 cm土层是表观土壤CO2通量的主要贡献者(图 6)。而皆伐火烧后地表凋落物全部烧尽, 0—10 cm的土壤碳含量显著下降(表 1), 底物的减少导致0—10 cm异养呼吸大幅下降, 造成该土层CO2贡献率降低。另一方面, 火烧降低0—10 cm土层根系呼吸也是造成该土层CO2贡献率降低的重要原因[27]。皆伐火烧降低0—10 cm土层CO2产量导致其对表观CO2通量的贡献率大幅下降, 进而降低0—10 cm土壤CO2通量。皆伐火烧导致10—20 cm土层CO2贡献率的上升, 主要有以下3个方面的原因。首先, 皆伐火烧降低10—20 cm的土壤含水率, 有利于该土层CO2向地表扩散[28-29]。其次, 皆伐火烧破坏了0—10 cm的土壤结构, 使得10—20 cm土层与大气间的气体交换增强[30], 同时, 增加大气向该土层O2传输, 促进微生物活动[31], 提高土壤异养呼吸。最后, 皆伐火烧增加向10—20cm土壤的热传递, 引起该土层土壤温度的升高, 增加微生物活性[5]。皆伐火烧对10—20 cm土层造成的这3个方面的影响, 都会促进该土层CO2的排放, 提高该土层CO2通量及其对表观CO2通量的贡献率。皆伐火烧样地20—80 cm土壤CO2通量均低于对照, 有可能的原因是皆伐火烧降低该土层根系呼吸, 虽然皆伐火烧引起的该土层含水率下降会促进该土层的异养呼吸, 但根系呼吸下降的幅度高于异养呼吸增加的幅度, 导致皆伐火烧对该土层CO2通量的总体作用为抑制。皆伐火烧对20—40、40—60 cm和60—80 cm土壤CO2贡献率无显著影响的原因可能是该土层CO2通量下降幅度与土壤CO2总通量下降的幅度很接近, 导致该土层CO2贡献率没有显著变化。由此可见, 虽然皆伐火烧降低了土壤表观CO2通量, 但其会促进土壤中有机碳的分解, 不利于土壤碳的稳定性。
3.3 不同深度土壤CO2通量对温度和含水率的响应土壤温度和含水量在调节土壤呼吸的过程中发挥着重要的作用[32]。本研究表明对照土壤表观(0—10 cm)的CO2通量与土壤温度呈极显著的指数相关, 其余土层 CO2通量与土壤温度无显著指数相关。已有研究表明含水率对于土壤CO2通量具有重要影响[33], 且本研究发现10—40 cm土层的土壤CO2通量与土壤含水率呈显著线性负相关。因此, 本研究10—40 cm土壤CO2通量可能主要受土壤含水率调控, 导致10—40 cm土层的土壤CO2通量与土壤温度无显著指数相关。与对照样地不同的是皆伐火烧样地土壤0—20 cm的CO2通量与温度均呈指数相关。可能是由于皆伐火烧显著降低了10—20 cm土层的含水量, 使得土壤透气性发生改变, 消除了高含水量对于土壤微生物活动的抑制。另一方面, 温度升高刺激了10—20 cm土壤微生物的活性和代谢能力, 引起了该土层CO2通量的上升。
本研究发现对照样地10—20 cm和20—40 cm以及皆伐火烧样地20—40 cm土层的土壤CO2通量与含水量呈线性负相关(表 2), 与部分相关研究的结果相似[34-36]。土壤中的孔隙是土壤中气体传输的主要途径, 含水量的增加会导致土壤孔隙中水分的增加, 使得CO2在土壤中的传输受阻降低了土壤CO2通量。另一方面, 土壤含水量过高也会增强土壤的厌氧条件抑制土壤微生物活动, 间接导致土壤CO2通量降低。也有研究表明土壤含水量对土壤CO2通量具有促进作用[7, 37], 这可能与研究区域的水分限制有关。本研究中20 cm深度以下土壤含水率较充足, 不存在水分限制的情况, 含水率的增加不仅不会促进土壤碳排放反而会产生抑制作用。40—80 cm土层的土壤CO2浓度一直较高(图 1), 处于长期累积的状态, CO2通量一直较稳定受温度含水量影响较小。
4 结论皆伐火烧作为亚热带地区重要的人工营林措施, 其对土壤呼吸的影响一直是人们关注的热点。本文旨在研究不同深度土壤CO2通量对皆伐火烧的响应。(1) 皆伐火烧对土壤呼吸的影响随着时间的变化而产生不同影响。皆伐火烧后的2个月内, 其土壤表观CO2通量要高于对照。之后, 皆伐火烧样地表观土壤CO2通量显著低于对照样地。(2) 皆伐火烧对不同深度的CO2通量产生不同影响。其中, 皆伐火烧减少0—10 cm土层的CO2通量, 提高10—20 cm的CO2通量。同时改变不同土层对于表观CO2通量的贡献率, 如降低0—10 cm土层的CO2通量贡献率, 并且大幅提高0—20 cm的CO2通量贡献率。(3) 皆伐火烧会改变不同深度土壤CO2通量对于环境因子的响应。因此, 为更准确的评估皆伐火烧对于土壤大气碳交换的影响, 应考虑皆伐火烧后不同时期土壤CO2通量的变化, 以及不同深度土壤CO2通量对于皆伐火烧的响应。
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