濱海鹽漬區(qū)不同土地利用方式土壤-植被系統(tǒng)碳儲量研究*

李曉光, 郭 凱, 封曉輝, 劉小京**

(1.中國科學(xué)院遺傳與發(fā)育生物學(xué)研究所農(nóng)業(yè)資源研究中心/中國科學(xué)院農(nóng)業(yè)水資源重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 石家莊 050022;2.中國科學(xué)院大學(xué) 北京 100049)

濱海鹽漬區(qū)不同土地利用方式土壤-植被系統(tǒng)碳儲量研究*

李曉光1,2, 郭 凱1, 封曉輝1,2, 劉小京1**

(1.中國科學(xué)院遺傳與發(fā)育生物學(xué)研究所農(nóng)業(yè)資源研究中心/中國科學(xué)院農(nóng)業(yè)水資源重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 石家莊 050022;2.中國科學(xué)院大學(xué) 北京 100049)

鹽漬區(qū)土地利用變化與土壤-植被系統(tǒng)固碳潛力耦合關(guān)系的研究對以植被建設(shè)、增加碳匯為目的的鹽漬區(qū)最優(yōu)土地利用方式的實(shí)施具有重要的理論和實(shí)際意義。本研究以濱海撂荒鹽堿裸地為對照, 連續(xù)觀測和定量描述栽植3年和10年的檉柳林、栽植2年和8年的人工枸杞林及冬季咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋下的棉田的土壤有機(jī)碳和植被生物量的動態(tài)變化過程, 探討濱海鹽漬區(qū)不同土地利用方式下土壤-植被系統(tǒng)固碳能力,為進(jìn)一步提升區(qū)域碳儲量提供理論依據(jù)。研究表明: 1)檉柳、枸杞的栽植及結(jié)冰灌溉結(jié)合覆膜等土地利用方式在撂荒鹽堿地實(shí)施后, 土壤-植被系統(tǒng)固碳能力明顯增強(qiáng), 且土壤容重顯著減小; 栽植 10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林土壤-植被系統(tǒng)碳儲量最高, 分別為118.24 t·hm-2和96.27 t·hm-2, 比冬季咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋棉田增加 58.51 t·hm-2和 36.54 t·hm-2, 比撂荒鹽堿裸地增加 83.39 t·hm-2和 61.42 t·hm-2。2)對不同土地利用方式固碳趨勢研究發(fā)現(xiàn), 栽植 3年的檉柳林和栽植 2年的枸杞林土壤-植物系統(tǒng)固碳速率較高, 分別為 10.08 t·hm-2·a-1和 2.71 t·hm-2·a-1。冬季咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋棉田固碳速率較低, 僅為 0.53 t·hm-2·a-1。栽植 10年的檉柳和栽植 8年的枸杞樣地, 植株固碳速率明顯減慢, 土壤-植被系統(tǒng)表現(xiàn)為一個弱的碳源。春季地表覆膜處理棉花存活率低且植株成熟后秸稈被移除, 碳儲量每年凈減少0.86 t·hm-2。撂荒鹽堿裸地在無外源碳補(bǔ)充的條件下表現(xiàn)為碳源, 土壤-植被系統(tǒng)碳儲量減少速率為1.42 t·hm-2·a-1。綜上所述, 濱海鹽漬區(qū)人工栽植檉柳和枸杞是提高區(qū)域碳儲量的有效途徑。

濱海鹽漬區(qū); 土壤有機(jī)碳; 植被生物量; 土地利用方式; 咸水結(jié)冰灌溉

以CO2為代表的溫室氣體濃度持續(xù)升高所導(dǎo)致的全球氣候變化越來越受到人類的共同關(guān)注[1-2], 化石燃料燃燒和土地利用變化是導(dǎo)致CO2等溫室氣體積累的重要原因[3]。近些年, 國際社會在控制化石燃料燃燒方面做了很多努力, 然而隨著全球社會經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展, 目前還達(dá)不到減排的要求[4], 所以應(yīng)考慮如何通過土地利用方式的改變來增加陸地生態(tài)系統(tǒng)碳匯[5]。

鹽堿地作為一類特殊的土地資源, 面積廣、利用潛力大[6]。在環(huán)渤海地區(qū), 大面積的重鹽堿地由于淡水資源匱乏, 長期處于撂荒狀態(tài), 如何通過土地利用方式的改變提高重鹽堿地的利用效率進(jìn)而實(shí)現(xiàn)固碳增匯是亟待解決的問題[7]。其中, 鹽生植物如檉柳(Tamarix chinensis)、枸杞(Lycium chinense)的種植所代表的生物改良措施是近年來國內(nèi)外鹽堿地治理中的重要方法之一[8], 也是我國“南紅北柳”生態(tài)工程的重要組成部分。目前, 對檉柳、枸杞的研究多集中于群落物種多樣性[9]、土壤理化性質(zhì)[10-11]等方面,對其碳儲量的研究較少[12], 如有研究表明[13-14], 檉柳、枸杞群落的形成能夠有效地增加生態(tài)系統(tǒng)的碳儲量。

冬季咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋技術(shù)實(shí)現(xiàn)了在重鹽堿地上生長農(nóng)作物的奇跡[15], 但目前的相關(guān)研究多集中于土壤水鹽運(yùn)移規(guī)律[16-18], 關(guān)于其碳儲量[19-20]方面的研究比較薄弱。

本研究通過連續(xù)觀測和定量描述人工栽植不同年份檉柳林、枸杞林及結(jié)冰灌溉、地表覆膜等幾種土地利用方式下土壤有機(jī)碳含量和植被生物量的變化, 探討濱海鹽漬區(qū)不同土地利用方式實(shí)施后碳儲量差異及其今后變化規(guī)律, 進(jìn)而為以植被建設(shè)、固碳增匯為目的的濱海鹽堿地建設(shè)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于河北省海興縣中國科學(xué)院濱海鹽堿地高效利用示范區(qū)(117°33′49″E, 38°10′02″N)。該地區(qū)為濱海平原, 地勢低洼平坦, 土壤多為濱海鹽土,撂荒地較多, 撂荒地中無灌木生長, 草本植物和裸地斑塊相間, 主要植物有獐毛(Aeluropus sinensis)、白茅(Imperata cylindrical)、鹽地堿蓬(Suaeda salsa)等。土壤鹽分組成以氯化物為主, Cl-占陰離子總量的70%～80%, Na+是主要的陽離子; 地下水位0.9～1.5 m,地下水的礦化度較高, 含鹽量在7～27 g·L-1。氣候?qū)倥瘻貛О霛駶櫞箨懶约撅L(fēng)氣候, 年平均氣溫12.1 ℃, 年平均降水量為582.3 mm, 四季分布不均, 多集中在7—8月份。土壤中鹽分含量有明顯的季節(jié)特征: 春季蒸發(fā)量大、降水少, 為蒸發(fā)積鹽階段; 夏季降水量增加,土壤鹽分經(jīng)雨水淋洗下移, 處于脫鹽階段; 秋季由于地下水位低, 土壤再次積鹽; 冬季鹽分運(yùn)動基本停止[21]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)和田間管理

本試驗(yàn)共設(shè)7個處理, 每個處理3個重復(fù)。分別為栽植3年和10年的檉柳林、栽植2年和8年的枸杞林、冬季咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋下的棉田以及無結(jié)冰灌溉春季覆膜下的棉田, 以撂荒鹽堿裸地為對照。各處理土壤理化性質(zhì)如表1所示。

檉柳試驗(yàn)地為條狀整理地塊, 每塊南北長400 m,東西寬15 m。檉柳2006年和2013年栽植的地塊分別為栽植10年和3年的處理。所栽植檉柳是濱海地區(qū)中華檉柳篩選的優(yōu)良變異單株選育得到的品種[22]。檉柳植株最初的栽植是在覆蓋地膜的基礎(chǔ)上, 刺破溝底地膜扦插微枝, 微枝頂端露出地表1 cm, 栽植后無平茬、除草等管理措施。3年生檉柳林平均株高為208 cm,株距為45 cm, 行距約1.3 m, 林分郁閉度約85%左右,群落優(yōu)勢種為鹽地堿蓬、苦荬菜(Plantago asiatica)和獐毛, 蓋度約為80%。10年生檉柳林平均株高為317 cm,株距為60 cm, 行距為1 m, 林分郁閉度約95%左右,群落優(yōu)勢種為苦荬菜和獐毛, 蓋度為90%。

枸杞試驗(yàn)地為條狀整理地塊, 每塊南北長120 m,東西寬16 m。2008年和2014年栽植地塊分別為栽植8年和2年的處理。所栽植枸杞為當(dāng)?shù)剡x優(yōu)的良種[23]。2年生枸杞林平均株高為75 cm, 株距為60 cm, 行距約1.5 m, 林分郁閉度約75%左右, 群落優(yōu)勢種為鹽地堿蓬和獐毛, 蓋度為80%。8年生枸杞林平均株高為105 cm, 栽植在壟上, 南北方向壟間距約為2 m,株距為60 cm, 壟高約30 cm, 林分郁閉度約85%左右, 群落優(yōu)勢種為苦荬菜和獐毛, 蓋度為90%。

咸水結(jié)冰灌溉融冰入滲后覆膜棉田(FSWI+Mulch)和無結(jié)冰灌溉春季覆膜(Mulch)棉田兩種土地利用方式已經(jīng)實(shí)施了8年[24], 小區(qū)長6 m、寬5 m, 小區(qū)之間設(shè)置寬1 m、高0.5 m的田壟, 以防測滲和互溢。其中冬季咸水結(jié)冰灌溉處理, 每年1月中旬灌水, 灌水量為180 mm, 試驗(yàn)用水含鹽量為9.59 g·L-1。冬季灌水時(shí)氣溫-10.3 ℃, 為保證灌水均勻結(jié)冰, 采用分次灌水, 即每天灌少量水, 3 d后完成灌水量的試驗(yàn)設(shè)計(jì)要求, 灌水后在處理小區(qū)地表形成冰層, 3月初土壤表面冰層融化且入滲完成后人為在兩種處理方式下地表覆蓋薄膜(不可降解, 0.07 mm)。種植棉花(Gossypium hirsutum), 品種為‘鹽棉28’, 4月23日播種, 行距65 cm, 株距30 cm。FSWI+Mulch和Mulch兩種處理下的棉花存活率分別為72.78%和19.44%。

撂荒地為多年未受人為因素影響的重鹽堿地,其上生長有典型鹽生草本植物, 因不同植物所處土壤環(huán)境大不相同, 致使碳儲量研究存在較大的不確定性, 為使研究對象更加具體, 本試驗(yàn)僅測量撂荒鹽堿裸地的土壤碳儲量變化。

表1 不同土地利用方式土壤理化性質(zhì)(0～100 cm)Table 1 Basic physical and chemical properties of soil under different land use patterns (0-100 cm)

1.3 研究方法

1.3.1 土壤有機(jī)碳含量和土壤容重的測定

土壤碳主要包括土壤有機(jī)碳和土壤無機(jī)碳兩大部分, 土壤有機(jī)碳庫主要由土壤植物殘?bào)w、植物分泌物、土壤微生物、土壤動物及其分泌物組成; 土壤無機(jī)碳庫主要包括土壤中沉積的含碳酸根的鹽類, 其多以結(jié)核狀、菌絲狀存在于土壤剖面。濱海鹽漬區(qū)土壤鹽分組成多以氯化物為主, Cl-占陰離子總量的70%～80%, 所以相對于土壤有機(jī)碳來說, 土壤無機(jī)碳在土壤碳庫中的比例較小, 可忽略不計(jì)[25]。

檉柳和枸杞條狀樣地及撂荒鹽堿裸地 2015—2016年4月至11月每個月分別采用S型布點(diǎn)法設(shè)置3～5個采樣點(diǎn)。FSWI+Mulch和Mulch處理2015—2016年6月至11月每個月每個處理設(shè)置3個采樣點(diǎn)。統(tǒng)一采用土鉆分層(0～10 cm、10～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～100 cm)取土, 利用重鉻酸鉀容量法[26]測定每個處理不同土層土壤有機(jī)碳含量。

2015年7月和2016年7月, 在生長季典型時(shí)期,每個處理挖取 3個土壤剖面, 環(huán)刀(100 cm3)分不同土層(0～10 cm、10～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～100 cm)取土帶回烘干稱重, 得到每個處理不同土層的土壤容重。

1.3.2 植株生物量的測定

試驗(yàn)開始(2015年4月5日)和結(jié)束(2016年11月20日), 檉柳和枸杞條狀樣地分別選取7棵標(biāo)準(zhǔn)株,FSWI+Mulch和Mulch處理分別選取3棵標(biāo)準(zhǔn)株, 分器官(根、莖、側(cè)枝、葉)取樣, 測量鮮重和干重。檉柳、枸杞和棉花3種植物的碳含量引用徐永榮等[27-28]的研究結(jié)果。

1.3.3 計(jì)算方法和數(shù)據(jù)處理

采用土壤有機(jī)碳含量及土壤容重計(jì)算出各處理單位面積土壤有機(jī)碳儲量。計(jì)算公式為:

式中:Mi為第i層土壤的有機(jī)碳密度(kg·m-2),ci為第i層土壤有機(jī)碳含量(g·kg-1),Bi為第i層土壤容重(g·cm-3),di為第i個土層的厚度(cm)。

單位面積土壤-植被系統(tǒng)碳儲量的計(jì)算方法為:

式中:D為單位面積土壤-植物系統(tǒng)碳儲量(g),C為單位面積植被碳儲量(g),M為單位面積土壤有機(jī)碳儲量(g)。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用Microsoft Excel作圖, 運(yùn)用SPSS 18.0進(jìn)行單因素方差分析和顯著性分析。以LSD多重比較法檢驗(yàn)不同處理的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式土壤碳儲量變化

2.1.1 土壤有機(jī)碳儲量差異及其垂直分布特征

從圖 1A可知, 不同土地利用方式實(shí)施后土壤有機(jī)碳含量之間差異顯著(P＜0.05)。隨著檉柳和枸杞的生長, 土壤有機(jī)碳含量逐漸升高, 栽植10年的檉柳地和栽植8年的枸杞地1 m深度土體平均土壤有機(jī)碳含量最高, 分別為 5.81 g·kg-1和 5.76 g·kg-1, 顯著高于FSWI+Mulch、Mulch處理和CK。FSWI+Mulch處理下的棉田土壤有機(jī)碳含量顯著高于Mulch處理和CK。

不同土地利用方式下, 1 m土體土壤有機(jī)碳含量垂直分布規(guī)律基本一致, 隨著土層的加深, 土壤有機(jī)碳含量逐漸減少(圖1B)。其中, 栽植10年的檉柳地和栽植8年的枸杞地土壤表層有機(jī)碳含量最高, 分別為7.50 g·kg-1和7.49 g·kg-1。檉柳和枸杞根的生長能夠有效地補(bǔ)充各個土層土壤有機(jī)碳含量, 隨著種植年限的增加, 各個土層土壤有機(jī)碳含量逐漸增加。FSWI+Mulch和Mulch處理下, 棉田土壤表層和20～40 cm土層有機(jī)質(zhì)含量最高。FSWI+Mulch處理下棉花存活率高, 其不同土層有機(jī)碳含量都顯著高于Mulch處理。

圖1 不同土地利用方式1 m深土體平均土壤有機(jī)碳含量(A)及其垂直分布特征(B)Fig.1 Average soil organic carbon contents of 1 m deep soil (A) and its vertical distribution (B) under different land use patterns

從圖2A可知, 不同土地利用方式下土壤容重差異顯著(P＜0.05)。與CK相比, 檉柳和枸杞所代表的鹽生植物種植和FSWI+Mulch、Mulch處理下的棉田,土壤容重都顯著降低。隨著檉柳和枸杞種植年限的增加, 土壤容重逐漸減小。栽植10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林土壤容重分別為1.41 g·cm-3、1.46 g·cm-3, 顯著小于其他土地利用方式。

不同土地利用方式下土壤容重垂直規(guī)律基本一致, 隨著土層的加深土壤容重逐漸增大(圖2B)。隨著檉柳種植年限的增加, 每個土層容重都逐漸變小。栽植10年的檉柳林, 土壤下層根的生物量顯著高于栽植年份短的檉柳林, 根的生長能夠有效地疏松土壤, 致使其下層土壤容重變小。同樣, 栽植8年的枸杞林不同土層容重顯著小于栽植2年的枸杞林。FSWI+Mulch和Mulch處理下棉田土壤表層容重分別為1.32 g·cm-3和1.29 g·cm-3。撂荒鹽堿裸地土壤容重較高, 且隨著土層的加深, 土壤容重逐漸增大。

圖2 不同土地利用方式1 m土體平均土壤容重(A)及其垂直分布特征(B)Fig.2 Average soil bulk density of 1 m deep soil (A) and its vertical distribution (B) under different land use patterns

從圖3可知, 栽植10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林1 m土體有機(jī)碳儲量最高, 分別為75.73 t·hm-2和77.57 t·hm-2, 相比于 FSWI+Mulch處理增加 21.32 t·hm-2和 23.17 t·hm-2, 相比于 CK 增加 40.87 t·hm-2和42.72 t·hm-2。FSWI+Mulch處理下的棉田土壤碳儲量為54.40 t·hm-2, 顯著高于Mulch處理下的棉田。表明檉柳和枸杞的種植相比于結(jié)冰灌溉和覆膜措施具有更高的固碳效率。

2.1.2 土壤有機(jī)碳儲量變化特征

從圖4可知, 2015—2016年生長季初始(4月)至結(jié)束(11月), 兩個年份檉柳地 1 m土體平均有機(jī)碳含量都呈減少趨勢, 而在非生長季, 土壤有機(jī)碳含量呈顯著增加趨勢。栽植10年的檉柳地土壤平均有機(jī)碳含量大于栽植3年的檉柳地。栽植8年的枸杞地土壤有機(jī)碳含量顯著大于栽植 2年的, 枸杞每年經(jīng)歷兩次落葉, 分別在每年的8月和11月, 從圖中可以看出這兩個階段, 土壤有機(jī)碳含量有明顯的增加趨勢。FSWI+Mulch和 Mulch處理下土壤有機(jī)碳含量較低且顯著小于檉柳地和枸杞地。

撂荒鹽堿裸地的土壤有機(jī)碳含量變化與種植植物的樣地完全不同, 因土體無凋落物等外源碳補(bǔ)充土壤碳源, 1 m土體平均有機(jī)碳含量總體呈逐漸減少趨勢, 土壤有機(jī)碳含量從2015年4月的2.64 g·kg-1下降至 11月的 2.56 g·kg-1。

從圖5可知, 2015年4月至2016年11月不同土地利用方式下土壤有機(jī)碳儲量變化規(guī)律一致, 都呈減少趨勢。栽植 3年的檉柳生長迅速, 微生物分解土壤有機(jī)碳的速率高于土壤有機(jī)碳積累的速率,單位面積土壤是一個碳排放的過程, 土壤養(yǎng)分很大一部分用于檉柳植株的生長。栽植 2年的枸杞植株較小, 消耗的土壤有機(jī)碳較少。10年生檉柳地和 8年生枸杞地生長季土壤有機(jī)碳含量同樣呈減少趨勢,土壤本身有機(jī)碳的分解和大量伴生植物的生長消耗,致使土壤有機(jī)碳含量逐漸降低。

圖3 不同土地利用方式1 m土體土壤有機(jī)碳儲量垂直分布特征Fig.3 Vertical distribution of soil organic carbon stock of 1 m deep soil under different land use patterns

2.2 不同土地利用方式植被碳儲量變化

2.2.1 植被碳儲量差異

從圖3和圖6可知, 單位面積土壤碳儲量大于植被的碳儲量; 從圖6可知, 植物地上部分的固碳量大于地下部分固碳量。隨著檉柳種植年限的增長, 植株固碳量顯著增加, 栽植10年的檉柳植株固碳量達(dá)42.51 t·hm-2, 顯著大于其他土地利用方式下的植株固碳量。栽植8年的枸杞植株固碳量遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于檉柳林,這與種植密集程度有關(guān), 不同種植方式下, 單位面積植株生物量截然不同。FSWI+Mulch和Mulch處理下棉花生物量顯著小于栽植3年和10年的檉柳植株以及栽植8年的枸杞植株。

2.2.2 植被碳儲量變化特征

2015年4月至2016年11月栽植3年的檉柳和栽植2年的枸杞植株生長迅速, 根、莖、葉生物量及總生物量都明顯升高。而10年檉柳和8年枸杞植株生物量的增加已經(jīng)十分緩慢, 每年僅是葉子的生長與凋落(表2)。FSWI+Mulch處理下的棉花主根生物量顯著大于Mulch處理, 枝干、葉子的生物量顯著小于Mulch處理(表3)。

從圖7可知, 2015年4月至2016年11月栽植3年的檉柳林固碳量最多, 其次是栽植2年的枸杞林和FSWI+Mulch處理下的棉田, 栽植10年的檉柳植株和栽植8年的枸杞植株已基本停止固碳。

圖4 2015年4月至2016年11月不同土地利用方式下l m土體平均土壤有機(jī)碳含量變化Fig.4 Changes of average soil organic carbon contents of 1 m deep soil under different land use patterns from April 2015 to November 2016

2.3 不同土地利用方式土壤-植物系統(tǒng)碳儲量變化

2.3.1 土壤-植被系統(tǒng)碳儲量差異

從圖8可知, 檉柳和枸杞所代表的鹽生植物的種植相比于其他土地利用方式的土壤-植被系統(tǒng)能固定更多的碳。其中, 栽植10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林土壤-植被系統(tǒng)碳儲量最高, 分別為118.24 t·hm-2和96.27 t·hm-2, 比FSWI+Mulch處理增加58.51 t·hm-2和36.54 t·hm-2, 比 撂 荒 鹽 堿 裸 地 增 加83.39 t·hm-2和61.42 t·hm-2。

2.3.2 土壤-植被系統(tǒng)碳儲量變化特征

圖5 2015年4月至2016年11月不同土地利用方式土壤有機(jī)碳儲量年際變化Fig.5 Annual changes of soil organic carbon storage underdifferent land use patterns from April 2015 to November 2016

圖6 不同土地利用方式植被碳儲量Fig.6 Vegetation carbon storage under different land use patterns

表2 2015年4月至2016年11月檉柳和枸杞植株生物量變化Table 2 Biomass change of Tamarix chinensis and Lycium chinense from April 2015 to November 2016 g

表3 咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋對棉花產(chǎn)量和單株生物量的影響Table 3 Effect of freezing saline water irrigation in winter with plastic mulching on cotton yield and biomass per plant

從圖9可知, 2015年4月至2016年11月栽植3年的檉柳林和栽植2年的枸杞林土壤-植被系統(tǒng)碳增加量分別為20.16 t·hm-2和5.42 t·hm-2, 遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其他土地利用方式, 表現(xiàn)為CO2的匯。栽植10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林, 土壤-植被系統(tǒng)碳分別減少0.14 t·hm-2和0.35 t·hm-2, 表現(xiàn)為一個弱的碳源。相比于Mulch處理和CK, FSWI+Mulch處理下的棉田土壤-植被系統(tǒng)表現(xiàn)為一個緩慢固碳的效果, 但因每年植株成熟后秸稈剔除, 其變化有待進(jìn)一步驗(yàn)證。

3 討論

3.1 不同土地利用方式下濱海鹽堿土壤碳儲量變化

圖7 2015年4月至2016年11月不同土地利用方式植被碳儲量變化Fig.7 Changes of vegetation organic carbon storage under different land use patterns from April 2015 to November 2016

圖8 不同土地利用方式土壤-植被系統(tǒng)碳儲量Fig.8 Carbon storage of soil-vegetation system under different land use patterns

圖9 2015年4月至2016年11月不同土地利用方式下單位面積土壤-植被系統(tǒng)碳含量變化Fig.9 Carbon storage changes of soil-vegetation system under different land use patterns from April 2015 to November 2016

研究發(fā)現(xiàn), 與撂荒鹽堿裸地相比, 檉柳、枸杞的栽植能夠顯著增加土壤碳儲量。冬季結(jié)冰灌溉結(jié)合地表覆膜和春季覆膜處理下的棉花植株成熟后秸稈被移除, 對土壤有機(jī)碳積累有很大影響, 導(dǎo)致土壤有機(jī)碳含量較低且顯著小于檉柳地和枸杞林地。撂荒鹽堿裸地在無植被生長及外源碳補(bǔ)充的條件下土壤有機(jī)碳含量主要取決于土壤母質(zhì)[29]。

隨著植株生長, 檉柳林和枸杞林每年凋落物數(shù)量逐漸增多, 伴隨大量的凋落物進(jìn)入土體, 進(jìn)而有效地補(bǔ)充了土壤中的有機(jī)碳含量, 土壤有機(jī)碳含量表現(xiàn)逐年增加的過程。栽植10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林雖然葉子生物量較多, 但根系停止生長的同時(shí)土壤微生物也在分解著一定量的有機(jī)碳, 兩種過程處于動態(tài)平衡之中, 土壤有機(jī)碳無顯著變化趨勢。因?yàn)闊o植物生長的原因, 鹽堿裸地土壤有機(jī)碳的固定和消耗主要與土壤溫度和水鹽有關(guān), 其變化趨勢有待進(jìn)一步研究[30]。

與撂荒鹽堿裸地相比, 栽植檉柳、枸杞和結(jié)冰灌溉地表覆膜種植棉花后, 土壤容重都顯著減小,表明植物的生長能夠有效改善土壤的通水性、通氣性等, 使養(yǎng)分、水分等運(yùn)輸效率大大提高[31]。腐殖質(zhì)、新增凋落物等一般都集聚在土壤上層, 致使土壤表層有機(jī)碳含量較高, 有時(shí)根生長分泌一定量的有機(jī)物質(zhì), 根際特殊環(huán)境也會使局部土壤有機(jī)碳含量顯著增加[32]。撂荒區(qū)屬于重度鹽堿地, 土壤含鹽量極高且地下水位僅1～2 m左右, 土壤黏質(zhì)化導(dǎo)致土壤容重顯著增加[33]。

盡管檉柳、枸杞的種植和結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜種植棉花等方式比撂荒鹽堿裸地能夠顯著增加土壤碳儲量, 但其有機(jī)碳含量普遍較低[34], 栽植10年的檉柳地土壤有機(jī)碳含量也不足 10 g·kg-1, 這與鹽堿地的環(huán)境和背景有關(guān), 盡管植物能夠正常生長, 但土壤鹽分較高, 阻礙了土壤有機(jī)碳的進(jìn)一步積累。土壤有機(jī)碳含量受多種因素的作用, 短期內(nèi)會有波動,但不會產(chǎn)生巨大變化, 且研究時(shí)間和空間尺度、地點(diǎn)、重復(fù)次數(shù)都會對最終的結(jié)果產(chǎn)生影響[35]。

3.2 植被碳儲量變化

栽植10年的檉柳植株和栽植8年枸杞植株固碳量顯著高于其他處理, 但植株總生物量的增加已經(jīng)十分緩慢, 每年僅是葉子的生長與凋落。由于 8年生的枸杞林栽植較稀疏, 植株固碳量遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于檉柳林, 所以如何確定不同土地利用方式下植株最佳的種植方式, 使其在達(dá)到最大固碳量的同時(shí)植株相互之間生長不受影響是亟待要解決的問題[36]。

FSWI+Mulch處理下的棉田由于結(jié)冰融化淡水的淋洗作用, 土壤耕層含鹽量顯著小于Mulch處理,其根生長更加迅速且扎的更深, 但其較高的成活率致使植株葉子之間互相遮擋, 影響植物的光合作用。而Mulch處理下棉田棉花成活率不如FSWI+Mulch處理, 但其單位面積棉花植株得到更多的光照和養(yǎng)分, 致使其枝干、葉子生物量更高, 而且平均每株棉花產(chǎn)量Mulch處理明顯高于FSWI+Mulch處理。

3.3 土壤-植被碳儲量變化

不同土地利用方式實(shí)施后, 土壤碳儲量在土壤-植被系統(tǒng)固碳量中占主導(dǎo)地位, 植被碳儲量小于土壤碳儲量, 但從年際間土壤-植被系統(tǒng)碳儲量變化中可以看出, 植被碳儲量的變化是衡量其是碳源還是碳匯的決定性因素。

從固碳角度考慮, 檉柳和枸杞所代表的鹽生植物的種植能固定更多的碳, 從而對區(qū)域碳循環(huán)起到積極的作用, 但其土壤-植被系統(tǒng)的固碳趨勢還需進(jìn)一步研究, 確保各種土地利用方式下土壤-植被能夠持續(xù)地固碳, 如其今后是一個碳排放的過程, 就需要改變土地利用方式或者更新植被。研究發(fā)現(xiàn), 檉柳、枸杞的生長達(dá)到一定的年限后, 固碳速率減慢甚至表現(xiàn)為一個碳源, 需改變其土地利用方式。咸水結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋技術(shù)實(shí)現(xiàn)了在重鹽堿地上生長農(nóng)作物的奇跡, 但從固碳角度考慮, 每年的植株生物量最好通過一定的措施返回田間來維持固碳量, 如植株磨碎后埋于土壤之中或土壤表層棉花植株殘?bào)w覆蓋。棉田固碳量遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于栽植檉柳和枸杞所代表的鹽生植物種植技術(shù), 且結(jié)冰灌溉條件的實(shí)施不僅依賴于地形和氣候條件, 還需耗費(fèi)一定的人力物力, 而鹽生植物本身能在重鹽堿地上存活, 一次栽植后無其他人工因素介入, 省時(shí), 耗資小且固碳效果顯著。

4 結(jié)論

相比于撂荒鹽堿裸地, 人工栽植的檉柳林、枸杞林和結(jié)冰灌溉結(jié)合地膜覆蓋下的棉田, 土壤-植被系統(tǒng)能固定更多的碳。其中, 栽植10年的檉柳林和栽植8年的枸杞林土壤-植被系統(tǒng)碳儲量最高, 分別為 118.24 t·hm-2和 96.27 t·hm-2, 相比于 FSWI+Mulch處理增加 58.51 t·hm-2和 36.54 t·hm-2, 相比于撂荒鹽堿裸地增加 83.39 t·hm-2和 61.42 t·hm-2。

對不同土地利用方式固碳趨勢研究發(fā)現(xiàn), 栽植3年的檉柳林和栽植2年的枸杞林植株生長迅速, 生長過程中土壤有機(jī)碳快速分解, 其生長季土壤有機(jī)碳是一個逐漸減少的過程, 但結(jié)合地上部植物的碳固定, 土壤-植物系統(tǒng)固碳速率顯著, 分別為 10.08 t·hm-2·a-1和 2.71 t·hm-2·a-1。FSWI+Mulch 處理固碳速率較低, 僅為 0.53 t·hm-2·a-1。栽植 10 年的檉柳和栽植8年的枸杞樣地, 植株固碳速率明顯減慢, 土壤-植被系統(tǒng)表現(xiàn)為一個弱的碳源, 需通過改變種植和管理方式等措施提升固碳量; Mulch處理棉花存活率較低且植株成熟后基本剔除, 碳儲量每年凈減少0.86 t·hm-2。撂荒鹽堿裸地在無外源碳補(bǔ)充的條件下表現(xiàn)為一個碳源, 土壤碳儲量減少速率為 1.42 t·hm-2·a-1。綜上所述, 濱海鹽漬區(qū)人工栽植檉柳和枸杞是提高區(qū)域碳儲量的有效途徑。

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Carbon storage of soil-vegetation system under different land use patterns in saline coastal regions*

LI Xiaoguang1,2, GUO Kai1, FENG Xiaohui1,2, LIU Xiaojing1**
(1.Center for Agricultural Resources Research, Institute of Genetics and Developmental Biology, Chinese Academy of Sciences /Key Laboratory of Agricultural Water Resources of Chinese Academy of Sciences, Shijiazhuang 050022, China; 2.University of Chinese academy of Sciences, Beijing 100049, China)

Mar.28, 2017; accepted Jun.20, 2017

Research on the coupling relationship between land use change and carbon sequestration potential in soil-vegetation systems in saline coastal plains has been of great theoretical and practical significance in terms of optimizing the implementation of land use with the purpose of vegetation restoration and enhancing carbon sink.This study used an abandoned bare saline-alkali land as the control to determine the dynamic changes in carbon storage in soil-vegetation systems under 3 years and 10 years oldTamarix chinensisplantations, 2 years and 8 years oldLycium chinenseplantations, and frozen saline water irrigated cotton field with plastic mulching, and cotton field only mulched with plastic film.Based on continuous observation and quantitative description, we discussed carbon sequestration potential of soil-vegetation systems under the land use patterns and provided theoretical basis for increased regional carbon storage.The results were as follows: 1)T.chinensisandL.chinenseplantations and cotton cultivation with frozen saline water irrigation and plastic mulching significantly increased soil organic carbon content and reduced soil bulk density.T.chinensisplanted for 10 years andL.chinenseplanted for 8 years had the highest carbon storage, 118.24 t·hm-2and 96.27 t·hm-2, which recorded carbon storage increases of 58.51 t·hm-2and 36.54 t·hm-2respectively over cotton fields under frozen saline water irrigation with plastic mulching treatment.It also increased by 83.39 t·hm-2and 61.42 t·hm-2respectively over abandoned bare saline-alkali lands.2)T.chinensisplanted for 3 years andL.chinenseplanted for 2 years had the highest carbon sequestration rate, which was respectively 10.08 t·hm-2·a-1and 2.71 t·hm-2·a-1.The rate of carbon sequestration was lowest (0.53 t·hm-2·a-1) for cotton field under frozen saline water irrigation with plastic mulching.T.chinensisplanted for 10 years andL.chinenseplanted for 8 years had the weakest performance as carbon source and needed increased carbon storage by land use change or vegetation regeneration.The carbon storage of cotton field only with plastic film mulching decreased 0.86 t·hm-2per year due to remove of cotton straw.The abandoned bare saline-alkali land was a carbon source because not exogenous carbon input, whose carbon storage decreased 1.42 t·hm-2per year.By comparing the advantages and disadvantage of each land use type,T.chinensisandL.chinensecultivation was the most efficient way of increasing regional carbon storage in saline coastal regions.

Saline coastal region; Soil organic carbon; Vegetation biomass; Land use change; Frozen saline water irrigation

S156.4; Q148

A

1671-3990(2017)11-1580-11

10.13930/j.cnki.cjea.170263

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* 國家科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目(2013BAD05B02, 2013BAD05B05)和中國科學(xué)院科技服務(wù)網(wǎng)絡(luò)計(jì)劃(KFJ-SW- STS-141-04-1)資助

** 通訊作者: 劉小京, 從事缺水鹽漬區(qū)水土資源高效利用研究。E-mail: xjliu@sjziam.ac.cn

李曉光, 從事鹽漬區(qū)碳循環(huán)研究。E-mail: lixiaoguanglong@126.com

2017-03-28 接受日期: 2017-06-20

* This study was supported by the National Key Technology R&D Program of China (2013BAD05B02, 2013BAD05B05) and the Science and Technology Service Network Program of the Chinese Academy of Sciences (KFJ-SW-STS-141-04-1).

** Corresponding author, E-mail: xjliu@sjziam.ac.cn