祁連山康樂自然保護區4種植被帶土壤剖面理化性質變化特征

2022-07-02 12:38:32楊波

防護林科技 2022年4期

楊波

摘要在祁連山康樂自然保護區，采用野外采樣與室內分析相結合的方法，對保護區4種植被帶土壤剖面理化性質變化特征進行了研究。結果表明：4種植被帶土壤剖面總孔隙度、水穩性團聚體和CEC變化順序為山地森林草原帶>亞高山灌叢帶>高山荒漠草甸草原帶>山地荒漠草原帶，且隨著土層垂直深度的加深而遞減，容重和pH變化順序為山地荒漠草原帶>高山荒漠草甸草原帶>亞高山灌叢帶>山地森林草原帶，且隨著土層垂直深度的加深而遞增。

關鍵詞祁連山;康樂區;植被帶;土壤理化性質

中圖分類號：S714.2 文獻標識碼：A doi：10.13601/j.issn.1005-5215.2022.04.002

Characteristics of Physicochemical Properties of Soil Profile Under Four Types Vegetation Zones in Qilian Mountain Kangle Nature Reserve

Yang Bo

（Sidalong Nature Reserve Station，Qilian Mountain National Nature Reserve Management Center，Zhangye 735108，Gansu）

AbstractIn Qilian Mountain Kangle Nature Reserve，physical and chemical characteristics of soil profile under four types vegetation zones were studied by field sampling and laboratory analysis. The results showed that the changed order of total porosity，water-stable aggregates and CEC of soil profile in four vegetation zones was as follows： mountain forest grassland> subalpine scrub desert meadow> alpine steppe zone> mountain desert steppe zone，and decreased progressively with the depth of the soil vertical depth. The order of density and pH was： mountain desert grassland desert meadow> alpine steppe zone> subalpine thickets> mountain forest steppe zone，and increased with the depth? of the soil vertical depth.

Key wordsQilian Mountains;Kangle area;vegetation zone;physical and chemical properties

祁連山康樂自然保護區是重要的國家生態保護區[1]，隨著旅游業的發展和超載放牧，土壤生態環境逐步退化[2-4]。因此，研究祁連山康樂自然保護區山地荒漠草原植被帶、山地森林草原植被帶、亞高山灌木植被帶和高山荒漠草甸草原植被帶土壤剖面理化性質變化特征，對保護祁連山生態環境具有重要的意義。有關祁連山不同植被、海拔和放牧對土壤理化性質變化特征的報道較多[5-15];而祁連山康樂自然保護區4種植被帶土壤剖面理化性質變化特征目前未見報道。為了緩解祁連山康樂自然保護區生態環境退化的問題，本文對祁連山康樂林區4種植被帶土壤剖面理化性質變化特征進行了研究，旨在為祁連山康樂林區生態環境保護提供技術支撐。

1 研究區概況

研究地點位于祁連山北麓中段康樂自然保護站（99°42′— 100°11′ E，38°41′—38° 59′ N），年日照時數2 200 h，≥10 ℃ 的積溫1 630? ℃，平均氣溫 3.6 ℃，極端最低溫-27.6 ℃，極端最高氣溫32.4 ℃，年均降水量 523 mm，年均蒸發量1 828 mm，無霜期124 d 。海拔2 300～3 800 m分布著山地荒漠草原植被帶、山地森林草原植被帶、亞高山灌木植被帶和高山荒漠草甸草原植被帶[16]。

2 研究方法

2.1 樣品采集方法

2019年7月在祁連山北麓中段康樂自然保護站，選擇典型的山地荒漠草原植被帶、山地森林草原植被帶、亞高山灌木植被帶和高山荒漠草甸草原植被帶陰坡為樣品采集區。按照典型選樣的方法[17]，分別在4個樣品采集區內設置 50 m×50 m的樣方，每個樣方按對角線布置5個樣點，從地表垂直向下挖掘土壤剖面，每個剖面點按照0～10、>10～20、>20～30和>30～40 cm間距自下而上逐層采集土樣各3 kg，用4分法留1 kg土樣風干過1 mm篩，室內測定化學性質。每個剖面點自下而上用環刀采集原狀土測定容重和團聚體。樣品采集區基本情況見表1。

2.2 測定項目及方法

土壤容重測定采用環刀法;總孔隙度測定采用計算法;>0.25 mm團聚體測定采用干篩法;pH測定采用酸度計法（水土比5∶1）;CEC（陽離子交換量）測定采用交換劑浸提—NH₄OAC-NH₄Cl法[18]。

2.3 數據處理BE1FEC4D-3F78-488F-BF11-328AC6895654

采用Excel 2003和SPSS統計軟件進行數據統計分析[19]。

3 結果與分析

3.1 容重變化特征

由表2可知，4種植被帶土壤剖面0～40 cm土層容重均值變化順序為：山地森林草原植被帶<亞高山灌木植被帶<高山荒漠草甸草原植被帶<山地荒漠草原植被帶。山地森林草原植被帶0～40 cm土層容重與亞高山灌木植被帶比較，降低7.84%（P<0.05），與高山荒漠草甸草原植被帶和山地荒漠草原植被帶比較，分別降低9.62%和13.76%（P<0.01）。究其原因是不同植被帶生境條件、枯落物積累量和植物根系分布等因素的影響，導致其容重存在一定差異。4種植被帶剖面0～40 cm土層容重均隨著土層垂直深度的加深而增大。山地森林草原植被帶>30～40 cm土層與>20～30 cm、>10～20 cm和0～10 cm土層比較，容重增大21.88%、39.29%和51.94（P<0.01）;亞高山灌木植被帶>30～40 cm與>20～30 cm、>10～20 cm和0～10 cm土層比較，容重增大11.93%、34.07%和45.24（P<0.01）;高山荒漠草甸草原植被帶>30～40 cm土層與>20～30 cm、>10～20 cm和0～10 cm土層比較，容重增大11.61%、37.36%和42.05（P<0.01）;山地荒漠草原植被帶>30～40 cm土層與>20～30 cm土層比較，容重增大4.59%（P>0.05），與>10～20 cm土層比較，容重增大6.54%（P<0.05），與0～10 cm土層比較，容重增大8.57%（P<0.01）。究其原因是隨著土層垂直深度的加深，土壤有機質含量減少，土壤緊實，導致容重增大。

3.2 總孔隙度變化特征

由表2可知，4種植被帶土壤剖面0～40 cm土層總孔隙度均值變化順序為：山地森林草原植被帶>亞高山灌木植被帶>高山荒漠草甸草原植被帶>山地荒漠草原植被帶。山地森林草原植被帶0～40 cm土層總孔隙度均值與亞高山灌木植被帶比較，增加4.91%（P>0.05），與高山荒漠草甸草原植被帶比較，增加6.20%（P<0.05），與山地荒漠草原植被帶比較，增加9.61%（P<0.01）。這種變化規律與不同植被帶覆蓋度、有機碳含量和枯落物積累量有關。4種植被帶土壤剖面不同層次總孔隙度由大到小依次為0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地森林草原植被帶0～10 cm土層總孔隙度為70.94%，與>10～20 cm土層比較，增加3.87%（P>0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加11.24%和27.02%（P<0.01）;亞高山灌木植被帶0～10 cm土層總孔隙度為68.30%，與>10～20 cm土層比較，增加4.02%（P>0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加16.02%和26.58%（P<0.01）;高山荒漠草甸草原植被帶0～10 cm土層總孔隙度為66.79%，與>10～20 cm土層比較，增加1.72%（P>0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加15.67%和26.42%（P<0.01）;山地荒漠草原植被帶0～10 cm土層總孔隙度為60.38%，與>10～20 cm和>20～30 cm土層比較，分別增加1.28%和2.56%（P>0.05），與>30～40 cm土層比較，增加5.97%（P<0.01）。究其原因是0～10 cm土層植被根系多、有機碳含量高、枯落物積累量大，導致土壤疏松，因而增大了孔隙度。

3.3 水穩性團聚體變化特征

由表2可知，4種植被帶土壤剖面0～40 cm土層水穩性團聚體均值變化順序為：山地森林草原植被帶>亞高山灌木植被帶>高山荒漠草甸草原植被帶>山地荒漠草原植被帶。山地森林草原植被帶剖面0～40 cm土層水穩性團聚體均值為33.69%，與亞高山灌木植被帶、高山荒漠草甸草原植被帶和山地荒漠草原植被帶比較，增加11.22%、22.15%和35.41%（P<0.01），這種變化規律與不同植被帶有機碳含量有關。4種植被帶土壤剖面不同層次水穩性團聚體由大到小依次為0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地森林草原植被帶0～10 cm土層水穩性團聚體為39.53%，與>10～20 cm土層比較，增加6.32%（P<0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加29.39%和43.85%（P<0.01）;亞高山灌木植被帶0～10 cm土層水穩性團聚體為36.25%，與>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加9.92%、34.06%和45.76%（P<0.01）;高山荒漠草甸草原植被帶0～10 cm土層水穩性團聚體為33.39%，與>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加11.26%、38.66%和46.26%（P<0.01）;山地荒漠草原植被帶0～10 cm土層水穩性團聚體為30.61%，與>10～20 cm層比較，增加8.70%（P<0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加37.82%和65.10%（P<0.01）。究其原因是0～10 cm土層生物量大，這些生物量的枯落物在土壤中合成土壤腐殖質，促進了水穩性團聚體的形成。BE1FEC4D-3F78-488F-BF11-328AC6895654

3.4 CEC變化特征

由表2可知，4種植被帶土壤剖面0～40 cm土層CEC均值變化順序為：山地森林草原植被帶>亞高山灌木植被帶>高山荒漠草甸草原植被帶>山地荒漠草原植被帶。山地森林草原植被帶0～40 cm土層CEC均值24.04 cmol·kg^-1，與亞高山灌木植被帶、高山荒漠草甸草原植被帶和山地荒漠草原植被帶比較，分別增加10.23%、25.47%和66.60%（P<0.01）。同一土層植被帶不同，其CEC也具有差異性，0～10 cm土層CEC變化順序為：山地森林草原植被帶>亞高山灌木植被帶>高山荒漠草甸草原植被帶>山地荒漠草原植被帶。山地森林草原植被帶0～10 cm土層CEC為27.07 cmol·kg^-1，與亞高山灌木植被帶、高山荒漠草甸草原植被帶和山地荒漠草原植被帶比較，分別增加14.70%、24.52%和64.76%。4種植被帶土壤剖面不同層次CEC由大到小依次為0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm，山地森林草原植被帶0～10 cm土層CEC為27.07 cmol·kg^-1，與>10～20 cm土層比較，增加8.37%（P<0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加15.83%和30.40%（P<0.01）;亞高山灌木植被帶0～10 cm土層CEC為23.60 cmol·kg^-1，與>10～20 cm比較，增加1.81%（P>0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加9.05%和25.47%（P<0.01）;高山荒漠草甸草原植被帶0～10 cm土層CEC為21.74 cmol·kg^-1，與>10～20 cm比較，增加3.18%（P>0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加21.18%和36.82%（P<0.01）;山地荒漠草原植被帶0～10 cm土層CEC為16.43 cmol·kg^-1，與>10～20 cm層比較，增加3.27%（P<0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別增加21.88%和38.30%（P<0.01）。究其原因是0～10 cm土層有機碳含量高，有機碳是有機膠體，有機膠體吸附能力強，因而提高了土壤陽離子交換量。

3.5 pH值變化特征

由表2可知，4種植被帶土壤剖面0～40 cm土層pH均值變化順序為：山地森林草原植被帶<亞高山灌木植被帶<高山荒漠草甸草原植被帶<山地荒漠草原植被帶。山地森林草原植被帶0～40 cm土層pH均值為6.95，與亞高山灌木植被帶比較，降低4.66%（P>0.05），與高山荒漠草甸草原植被帶和山地荒漠草原植被帶比較，分別降低5.44%和6.59%（P<0.05）。同一土層植被帶不同，pH也不盡相同，0～10 cm土層pH變化順序為：山地森林草原植被帶<亞高山灌木植被帶<高山荒漠草甸草原植被帶<山地荒漠草原植被帶;山地森林草原植被帶0～10 cm土層pH為6.71，與亞高山灌木植被帶、高山荒漠草甸草原植被帶和山地荒漠草原植被帶比較，pH降低分別7.45%、7.70%和9.20%。4種植被帶土壤剖面不同層次pH由小到大依次為0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地森林草原植被帶0～10 cm土層pH為6.71，與>10～20 cm土層比較，降低0.59%（P>0.05），與>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，降低5.36%和7.19%（P<0.05）;亞高山灌木植被帶0～10 cm土層pH為7.25，與>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別降低0.28%、0.55%和1.09%（P>0.05）;高山荒漠草甸草原植被帶0～10 cm土層pH為7.27，與>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別降低1.10%、1.36%和1.89%（P>0.05）;山地荒漠草原植被帶0～10 cm土層pH為7.39，與>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm土層比較，分別降低0.54%、1.21%和1.34%（P>0.05）。究其原因是0～10 cm土層有機碳含量高，有機碳被微生物分解后產生的有機酸，因而降低了pH。

4 結論

4種植被帶0～40 cm土層容重隨著土層垂直深度的加深而遞增。總孔隙度和水穩性團聚體隨著土層垂直深度的加深而遞減，究其原因：一是山地森林草原帶土層有機碳含量高，使土壤疏松，容重降低，孔隙度增大;二是山地森林草原帶枯落物積累量大，這些枯落物在土壤中合成腐殖質促進了水穩性團聚體的形成[20]。4種植被帶土壤剖面CEC由大到小的變化順序依次為：山地森林草原帶>亞高山灌叢帶>高山荒漠草甸草原帶>山地荒漠草原帶，究其原因是，山地森林草原帶枯落物積累量多，這些枯落物在土壤微生物的作用下合成了腐殖質，腐殖質帶負電荷吸附了土壤中的陽離子[21]，因而增大了土壤的CEC。4種植被帶0～40 cm土層pH隨著土層垂直深度的增加pH在遞增，究其原因是山地森林草原帶枯落物積累量多，這些枯落物在分解過程中產生的有機酸，降低了pH。4種植被帶0～40 cm土層團聚體和CEC隨土層深度增加而降低，而容重和pH隨土層深度增加而增大。BE1FEC4D-3F78-488F-BF11-328AC6895654

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