陜北黃土丘陵區刺槐人工林土壤生態化學計量特征

劉 愿, 陳云明,2, 梁思琦, 陳 晨

(1.西北農林科技大學 水土保持研究所 黃土高原土壤侵蝕與旱地農業國家重點實驗室,陜西 楊凌 712100; 2.中國科學院 水利部 水土保持研究所, 陜西 楊凌712100)

生態化學計量學是研究生態系統中能量平衡和化學元素平衡的一門學科[1-2]，強調有機體主要組成元素碳、氮、磷、鉀化學計量特征之間的關系，對植被演變動態、土壤養分循環及其平衡機制起到關鍵作用[3-8]，已被應用到分子、種群、群落以及生態系統等各個方面[2]。

土壤是森林生態系統的重要組成部分和化學元素儲庫，是植物賴以生存的基礎。研究人工林土壤的生態化學計量特征，對認識人工林的元素循環過程及實現服務功能的可持續管理均具有重要的理論和實踐意義。碳(C)、氮(N)、磷(P)、鉀(K)是土壤重要組成元素，是反映土壤內部元素循環的主要指標及平衡特征的重要參數。淑敏等對科爾沁沙地不同年限樟子松人工林土壤的研究發現，各年限土壤同時受N，P養分限制較顯著[9]。曹娟等對不同年限杉木人工林土壤C，N，P含量的研究發現，土壤C∶N和C∶P主要受土壤有機碳的影響，如何調控杉木有機碳含量顯得十分必要[10]。許多研究表明，土壤的C，N，P及化學計量隨年限增加有明顯的動態變化，能夠較好地指示植被恢復狀況[11-15]。目前，對于不同年限刺槐土壤的生態化學計量特征研究仍然不足，尤其是不同元素化學計量比基于年限的變化是否有相似的情況尚不確定。因此，開展不同年限刺槐林下土壤化學計量特征變化的研究則顯得尤為重要，以期為探究土壤養分限制、循環和平衡調控機制提供理論依據。

陜北黃土丘陵區水土流失嚴重，人工造林已成為該地區水土流失治理和生態環境改善的主要途徑[16]。刺槐(Robiniapseudoacacia)根系發達、生長迅速、耐干旱瘠薄，是黃土丘陵溝壑區水土保持的主要造林樹種[17]。本研究以陜西省延安市安塞區紙坊溝和縣南溝流域不同年限刺槐人工林為研究對象，通過對不同年限刺槐林土壤C，N，P，K含量的測定和分析，探討土壤生態化學計量特征隨年限的變化規律，為刺槐人工林的改善撫育作理論指導，為提高生態系統養分循環和利用效率提供依據，進而對黃土丘陵區植被恢復、土壤養分和營養元素的平衡提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于中國科學院安塞區水土保持綜合試驗站紙坊溝流域和縣南溝流域，屬于黃土丘陵溝壑區第二副區，是延河支流杏子河下游的一級支溝，地理位置在東經109°13′46″—109°16′3″，北緯36°42′42″—36°46′28″，海拔高度為1 041.5～1 425.7 m，地貌類型屬典型黃土丘陵溝壑區，流域內地形破碎，溝壑密度為8.06 km/km2，水土流失嚴重；氣候類型屬于溫帶半干旱季風氣候區，年平均氣溫為8.8℃，干燥度為1.5，無霜期為157～194 d；年平均降水量為542.5 mm，降水年際年內分布不均，7—9月降水量占年降水量的61.1%，且多暴雨；流域內土壤是以黃綿土為主，約占該地區總面積的95%，抗沖抗蝕能力差；植被分區屬于暖溫帶森林草原過渡帶，天然林已遭破壞，主要植物有刺槐(Robiniapseudoacacia)、小葉楊(Populussimonii)、檸條(Caraganakorshinskii)、沙棘(Hippophaerhamnoides)、黃刺玫(Rosaxanthina)、狼牙刺(Sophoraviciifolia)、鐵桿蒿(Artemisiagmelinii)、長芒草(Stipabungeana)、白羊草(Bothriochloaischaemum)、茭蒿(Artemisiagiraldii)等。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設置 2016年5月末在研究區內選擇3個年限的刺槐人工林地和1個撂荒地(CK)為研究對象，其中刺槐人工林分為幼齡林(9 a生)、中齡林(17 a生)和近熟林(30 a生)，每個年限選3塊樣地；撂荒地年限為9 a。選取的各樣地立地條件基本一致。樣地面積為20 m×20 m。研究樣地基本信息見表1。

表1 樣地基本情況

1.2.2 樣品采集及測定 于每個年限的3個樣方內，在樣地對角線上選取6個取樣點，用土鉆分別取0—20，20—40，40—60，60—80，80—100 cm共5個層次的土壤樣品，同層分別混合為1個土壤樣品。土壤樣品經自然風干后，剔除根系等雜物，采用四分法取適量土壤樣品，過0.25 mm篩，用于土壤養分的測定。土壤C含量測定采用重鉻酸鉀—硫酸氧化法測定；土壤N含量測定采用半微量凱氏定氮法；P含量測定用鉬銻抗顯色法；K含量測定采用火焰光度計法測定[18]。

1.2.3 數據處理方法 采用單因素方差分析(ANOVA)檢驗刺槐不同年限土壤C，N，P，K含量及其比值差異顯著性，顯著性水平設置為p=0.05。先對數據進行方差齊性檢驗，若方差為齊性，用LSD法進行多重比較；若方差為非齊性，則用Tamhane′s T2法進行多重比較。采用Pearson相關分析法對刺槐土壤C，N，P，K含量及其比值進行相關性分析。所有數據運用SPSS 17進行數據處理和Sigmaplot 10.0進行制圖。

2 結果與分析

2.1 刺槐人工林土壤C，N，P，K含量的變化規律

2.1.1 土壤C含量 不同年限刺槐人工林土壤和CK樣地的土壤C含量呈顯著性差異(p<0.05)，不同年限土壤平均C含量均顯著低于CK樣地，9 a顯著低于30 a，17 a分別與9 a，30 a之間差異不顯著(表2)。CK樣地和3個年限林分的土壤C含量隨著土層深度的增加而逐漸減少；同一年限不同土層，3個年限各土層土壤C含量均有顯著性差異，9 a土壤C含量表現為0—20 cm土層顯著高于20—100 cm土層，17 a土壤C含量表現為0—40 cm土層顯著高于40—100 cm土層，30 a土壤C含量表現為0—80 cm土層顯著高于80—100 cm土層；不同年限同一土層，除40—60 cm土層土壤C含量在各年限間有顯著性差異，其他土層在各年限間均無顯著性差異，40—60 cm土層土壤C含量表現為30 a顯著高于9 a，但17 a和二者均無顯著性差異，在20—40 cm和80—100 cm土層，9 a土壤C含量顯著低于CK樣地，但17 a，30 a與CK樣地無顯著性差異(圖1)。

2.1.2 土壤N含量 9 a和17 a刺槐人工林與CK樣地土壤N含量呈顯著性差異(p<0.05)，且二者均顯著低于CK樣地，30 a林分土壤N含量和CK樣地無顯著性差異，3個年限之間土壤N含量無顯著性差異(表2)。CK樣地和3個年限林分土壤N含量隨著土層深度的加深逐漸減少而趨于穩定；同一年限不同土層，3個年限各土層土壤N含量均有顯著性差異，9 a土壤N含量表現為0—20 cm土層顯著高于20—100 cm土層，17 a土壤N含量表現為0—20 cm土層顯著高于40—100 cm土層，30 a土壤N含量表現為0—40 cm土層顯著高于60—100 cm土層；不同年限同一土層，除20—40 cm土層土壤N含量在各年限間有顯著性差異外，其他土層在各年限間均無顯著性差異，在20—40 cm土層土壤N含量表現為30 a和CK樣地顯著高于9 a和17 a，30 a和CK樣地之間無顯著性差異，在40—60 cm，80—100 cm土層，3個年限林分土壤N含量均顯著低于CK樣地(圖1)。

表2 不同年限刺槐人工林0-100 cm土層土壤養分含量 g/kg

注：表中數值為平均值±標準誤；不同小寫字母表示不同年限之間差異顯著(p<0.05)。

2.1.3 土壤P含量 9 a和17 a刺槐人工林土壤P含量呈顯著性差異(p<0.05)，但二者與30 a及CK樣地無顯著性差異(表2)。CK樣地和3個年限林分土壤P含量隨著土層深度的增加變化范圍較小；同一年限不同土層，3個年限和CK樣地各土層P含量差異不顯著；不同年限同一土層，在0—60 cm土層之間，3個年限林分土壤P含量差異不顯著，在60—100 cm土層之間，17 a顯著高于9 a，但二者與30 a均無顯著性差異，在40—80 cm土層之間，CK樣地顯著高于9 a，但與17 a，30 a無顯著性差異(圖1)。

2.1.4 土壤K含量 9 a土壤K含量和17 a差異不顯著，二者與30 a差異顯著，CK樣地顯著低于9 a(表2)。3個年限和CK樣地刺槐人工林土壤K含量隨著土層深度的增加而增加；同一年限不同土層，除17 a各土層K含量無顯著性差異，9 a和30 a均有顯著性差異，9 a土壤K含量表現為0—40 cm土層顯著低于80—100 cm土層，30 a土壤K含量表現為0—20 cm土層顯著低于40—100 cm土層；不同年限同一土層，在0—60 cm土層之間，9 a，17 a土壤K含量無顯著性差異，二者與30 a有顯著性差異，60—80 cm土層表現為9 a和30 a之間有顯著性差異，二者與17 a無顯著性差異，80—100 cm土層表現為9 a顯著高于17 a和30 a，CK樣地和17 a在20—80 cm土層土壤K含量均無顯著性差異(圖1)。

2.2 刺槐人工林土壤生態化學計量比的變化規律

土壤C∶N的平均值表現為30 a>17 a>9 a>CK，其中3個年限之間差異不顯著，但30 a與CK樣地存在顯著性差異(p<0.05)。土壤C∶P的大小順序為CK>30 a>17 a>9 a，30 a顯著高于9 a和17 a，9 a樣地的C∶P值顯著低于CK樣地。土壤C∶K依次為CK≈30 a>17 a>9 a，30 a和CK樣地差異不顯著，但二者均顯著高于9 a和17 a樣地。土壤N∶P，N∶K和P∶K變化范圍較小，3個年限之間N∶P無顯著差異，N∶K和P∶K均為CK樣地顯著高于9 a樣地。C∶N∶P均值由大到小依次為30 a>9 a>17 a>CK，3個年限之間無顯著差異，CK樣地顯著高于9 a和30 a(表3)。

注：大寫字母表示同一年限不同土層之間差異顯著(p<0.05)，小寫字母表示不同年限同一土層之間差異顯著(p<0.05)。

圖1 不同年限土壤C，N，P，K含量變化

表3 不同年限刺槐人工林0-100 cm土層土壤化學計量比

注：表中數值為平均值±標準誤；不同小寫字母表示不同年限之間差異顯著(p<0.05)。

不同年限土壤C∶N隨土層深度的增加出現先增加后減少的趨勢，平均值在7.50～8.96之間，但CK樣地土壤C∶N隨土層深度的增加而減少；同一年限不同土層，3個年限間均存在顯著性差異(p<0.05)，9 a和17 a樣地土壤C∶N為20—40 cm土層顯著高于60—80 cm土層，30 a樣地土壤C∶N為40—80 cm顯著高于80—100 cm土層；不同年限同一土層，3個年限均表現為差異不顯著，在20—60 cm土層，9 a和CK樣地土壤C∶N差異顯著(p<0.05)。土壤C∶P和C∶K隨土層深度的增加而逐漸減少；同一年限不同土層，二者9 a土壤均為0—20 cm顯著高于20—100 cm土層，17 a和CK樣地土壤均為0—40 cm顯著高于40—100 cm土層，30 a樣地土壤均為0—40 cm顯著高于80—100 cm土層；不同年限同一土層，不同年限土壤C∶P均為差異不顯著，在20—60 cm土層土壤C∶K表現為30 a和CK樣地顯著高于9 a樣地，在20—100 cm土層，CK樣地土壤C∶K顯著高于9 a樣地。土壤N∶P和N∶K隨土層深度的增加出現先減少后趨于穩定的趨勢；同一年限不同土層，二者9 a樣地土壤均為0—20 cm顯著高于20—100 cm，17 a和30 a土壤均為0—40 cm顯著高于40—80 cm，CK樣地土壤N∶P表現為0—80 cm土層之間無顯著性差異，而土壤N∶K為0—20 cm顯著高于40—60 cm；不同年限同一土層，在20—60 cm土層，土壤N∶P和N∶K均為CK樣地顯著高于9 a，在0—20 cm，60—80 cm土層，3個年限間土壤N∶P均無顯著性差異。土壤P∶K隨土層深度的增加變化范圍較小；同一年限不同土層，17 a和CK樣地土壤P∶K不同土層之間差異性不顯著，9 a土壤表現為0—20 cm顯著高于80—100 cm，30 a土壤表現為0—20 cm顯著高于60—100 cm；不同年限同一土層，30 a土壤P∶K所有土層均顯著高于9 a，在40—100 cm土層，17 a顯著高于9 a，在20—100 cm土層，17 a，30 a和CK樣地之間均無顯著性差異(圖2)。

注：大寫字母表示同一年限不同土層之間差異顯著(p<0.05)，小寫字母表示不同年限同一土層之間差異顯著(p<0.05)。

圖2 不同年限土壤生態化學計量變化

2.3 刺槐人工林土壤生態化學計量及其比值的相關性分析

對3個年限刺槐人工林土壤養分含量及其土層深度做相關性分析(表4)，土壤C，N和K含量與土層深度有極顯著的相關關系，土壤C，N含量與土層深度呈顯著負相關，K含量與土層深度有極顯著正相關關系。土壤P含量與其他3種元素含量均無相關性。

對3個年限刺槐人工林土壤養分生態化學計量比與土層深度做相關性分析(表5)，土壤生態化學計量比均與土層深度表現為極顯著負相關關系。C∶N與C∶P，C∶K呈極顯著正相關，與N∶P，N∶K呈極顯著負相關；C∶P與C∶K，N∶P，N∶K表現為極顯著正相關關系；C∶K，N∶P和N∶K互為極顯著正相關。

表4 不同年限土壤養分含量相關性分析

注：*表示在0.05水平(雙側)上顯著相關；**表示在0.01水平(雙側)上顯著相關。

表5 不同年限土壤養分生態化學計量比相關性分析

注：*表示在0.05水平(雙側)上顯著相關；**表示在0.01水平(雙側)上顯著相關。

3 討 論

3.1 不同年限土壤有機碳及養分含量

本研究中土壤表層的C，N含量均大于底層，這與很多研究觀點一致[19-21]。土壤C，N含量表現為隨年限增大逐漸增加的趨勢，可能與地表枯落物的累積、植物根系分解產生的C，N含量進入土壤有關[21]。本研究區的土壤P含量平均值(0.58 g/kg)遠低于黃土高原中部刺槐林土壤P含量平均值(1.12 g/kg)[12,20]和全球土壤P含量平均值(2.8 g/kg)[22]，這是由于土壤中P含量易受母質、氣候、生物和地球化學過程等一系列因素的影響以及黃土高原地區風化作用和水土流失形成的黃綿土所致，但其接近全國土壤P含量平均值(0.56 g/kg)。磷元素是一種沉積性的礦物，土壤中P的遷移率很低，在整個土層中分布均勻，不同年限對土壤P含量的影響較小。我國土壤中K含量一般在16.6 g/kg左右[23]，本研究中土壤K含量是18.78 g/kg，高于全國平均水平，這是由于K元素在自然界以化合物形式存在，K元素主要來自于土壤母質分化，研究區的位置不同導致土壤K含量有所差異。3個恢復年限土壤C，N含量隨著土層深度增加而逐漸降低，土壤P含量在不同土層上變化不明顯，而土壤K含量隨著土層深度的增加而增加，土壤C，N，P和K含量在土壤剖面上的分布情況主要是由于C，N，P，K元素的來源不同引起的。C，N主要來自枯落物養分歸還和分解，這些元素先在土壤表層積累，再經淋溶作用向下遷移；而P和K主要來自土壤母質分化。

3.2 不同年限土壤有機碳及養分生態化學計量特征

土壤C∶N與有機質分解速率成反比，是有機質分解速率的有效指標，也是衡量土壤C，N營養平衡狀況的指標，影響土壤C，N的循環[24]。研究表明，中國土壤C∶N平均值在10～12之間[25]，本研究中土壤C∶N平均值為8.38，低于此平均值，這是由于隨著土層深度的增加，土壤有機質逐漸穩定，而大氣N沉降和有機質礦化作用使土壤N含量增加，從而使C∶N比值降低。本研究中，在0—100 cm土層內C∶N變化范圍較小，是因為土壤C和N在空間分布上具有一致性[26]，因此C∶N在整個土層空間內比較穩定。隨著恢復年限的增加無明顯的變化，說明恢復年限對土壤C∶N的影響較小。

土壤C∶P反映磷有效性的高低，是衡量微生物礦化土壤有機物質釋放磷或從環境中吸收固持磷元素潛力的一種指標[27]。有研究表明，C∶P值低說明微生物在礦化土壤有機質中釋放磷的潛力較大；C∶P比值高則說明土壤微生物對土壤有效磷具有同化趨勢，出現微生物與作物競爭吸收土壤有效磷的現象，具有較強的固磷潛力[26]。本研究中，C∶P遠遠低于全國平均值(61)，說明本研究中刺槐人工林地微生物在礦化土壤有機質中釋放P的潛力較大，土壤微生物磷對土壤的有效磷庫具有補充作用，9 a和17 a的固磷能力低于30 a和CK樣地，說明隨著恢復年限的增加土壤固磷能力逐漸增強。

氮是植物生長的必需礦質營養元素，磷是生態系統的限制性元素，土壤N∶P可以作為衡量氮磷養分元素限制的指標[24]。本研究中土壤N∶P均值大小為9 a<17 a<30 a

3.3 土壤養分含量及其比值的相關性分析

土壤C，N和K含量有極顯著的相關關系，土壤C，N含量與土層深度有顯著的負相關關系，C∶N與C∶P，C∶K呈極顯著正相關，與N∶P，N∶K呈極顯著負相關，表明土壤C對土壤養分有良好的指示作用。土壤C，N含量和土層深度有顯著負相關關系，說明隨著土層深度增加，土壤C，N含量減少，這與“表聚現象”具有一致性。土壤P含量與土層深度無相關性，表明土壤P元素不受土層深度的影響，土壤中的P大部分以有機態存在于土壤中。C∶K，N∶K和P∶K互為極顯著正相關，表明C，N，P元素均對K元素有較大影響。

4 結 論

(1) 隨著年限的增加，刺槐人工林土壤C，N含量逐漸增加，土壤P含量先增加后減少，在生長后期補充P元素有助于改善人工林樹木的生長情況，土壤C，N和K含量有極顯著的相關關系，土壤P含量接近全國平均值，K含量逐漸減少但高于全國平均值。

(2) 刺槐人工林地土壤C，N含量在空間分布上具有一致性，在0—40 cm土層含量逐漸減少，40 cm以下逐漸趨于穩定，表層土壤C，N含量明顯高于底層。P和K含量在整個空間分布均勻，無明顯差異。土壤C，N含量與土層深度呈顯著負相關，P含量不受土層深度影響。

(3) 土壤C∶N，C∶P，C∶K，N∶P，N∶K和P∶K隨年限的增加均呈增大的趨勢。土壤C∶N在整個土層中變化范圍較小，土壤C∶P，C∶K，N∶P和N∶K在整個土層內逐漸減少后趨于穩定，表層均顯著高于底層。C∶N與C∶P，C∶K呈極顯著正相關，該研究區土壤C∶N對土壤有機質分解速率具有指示作用。