岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

第21卷第5期2006年5月

文章编号:100128166(2006)0520504209

地球科学进展

ADVANCESINEARTHSCIENCE

Vol.21　No.5

May.,2006

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

———以贵州贞丰—关岭岩溶石山地区为例

任京辰,张平究,潘根兴

1

1

13

3

,2

(1121,摘　要:。

,选择了区内退化地、农用地、恢复地等生态样块以及,,分别进行了土壤的养分库量、微生物活性与。研究表明土壤养分库是土壤中微生物活性基础,微生物量碳随土壤养分库容的退化或恢复而相应变化,退化岩溶地植被恢复3～6年后,主要养分总库容得到明显恢复(恢复程度55%～65%),因而带动了微生物量碳的恢复(平均恢复程度60%以上),但养分的活性(有效磷)、微生物的功能(呼吸熵及土壤脲酶和磷酸酶活性)并没有得到相应程度的恢复(平均恢复程度仅在25%～40%)。这些结果提示,限制性养分活性和微生物功能的恢复是植被恢复下生态系统健康水平的重要指示。因此,在分析岩溶土壤和生态系统退化过程的本质以及评价生态恢复的效应时,不仅应将微生物量碳和总养分库指标作为岩溶土壤退化恢复的指标,更应将微生物区系的质量和功能指标纳入关键评价内容。关　键　词:土壤退化;植被恢复;土壤养分;生态地球化学;岩溶土壤;生态评价;土壤质量中图分类号:S154.1　　　文献标识码:A

溶生态系统生产力,维持和提高岩溶生态系统的可持续性。

快速和有效的退化岩溶生态系统重建和恢复的技术途径的确立需要充分认识岩溶生态系统退化或石漠化的机理和本质。最近几年来,不同的研究者从气候和环境、地质构造和地球化学等多个方面对岩溶生态系统退化及石漠化发生的机制和主要影响

[6～9]

因素进行了深入的探讨。最近不断有研究者将土壤因素作为岩溶生态系统退化和石漠化发展的主要因素予以考虑,将土壤的肥力指标和生物活性指标作为划分土地退化和石漠化程度的主要依据。

[5]

1　引　言

我国西南黔、滇、桂三省(区)的岩溶总面积达

42

42.62×10km,占三省(区)土地总面积的

[1]

39.71%。这些地区的岩溶生态系统存在着特殊

[2,3]

的脆弱性,其受制于水土资源的短缺和空间布局的不协调。在岩溶石山地区,土地退化日益严重,石漠化快速扩张,制约着这一地区社会经济的持续

[4]

发展。国家和地方政府相继实施了岩溶生态系统保护、恢复和重建的重要基础工程和示范研究项目,旨在通过植被恢复达到控制石漠化发展,恢复岩

3

　收稿日期:2005212226;修回日期:20062022031

(编号:90202017);教3基金项目:国家自然科学基金西部生态环境重大研究计划项目“西南岩溶生态系统演化与土壤生物区系响应”

育部博士点专项研究基金(编号:20020307003)项目.

　作者简介:任京辰(19802),男,山西稷山县人,硕士研究生,主要从事土壤退化及其生态效应研究.

E2mail:reenjingchen@

3通讯作者:潘根兴(19582),男,浙江浦江人,教授,主要从事土壤与环境研究.E2

mail:pangenxing@

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

第5期　　　　　　　　　　任京辰等:岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

　　　　　505

朴河春等

[10]

对贵州岩溶地区土壤进行了土壤草地土壤作对比。2.2　采样与分析方法2.2.1　样品及采集

2004年4月在研究区内选择了不同退化程度

微生物量变异的研究,提出了土壤微生物量可以指

[11]

示岩溶土壤质量与退化。王德炉等将土壤的覆盖作为石漠化的重要依据,按小生境土壤的产状(裸露与否、厚度大小)划分出显性和隐性石漠化类型;而

[12]

龙健等在研究退耕还草模式对土壤肥力演变的影响时,将土壤的化学性质、微生物区系和活性作为关键指标,认为以养分的供应容量和强度为主要内容的土壤肥力指标可以指示岩溶生态系统恢复。

我们认为,岩溶山地生态系统是以碳酸盐岩作为物理基础,地形和构造是外界条件,植物和水是生态系统形成和演化的主要动力,的生态系统。]

,统中,,流通的媒介和动力是生态系统中生命支持系统的根本依托。因此,岩溶生态系统的退化与恢复的评价不但应该着重考察土壤的自然存在(是否剥蚀及其程度),而且应该考察土壤作为生命支持系统的功能是否存在和变化。本文以贵州西南部的贞丰—关岭岩溶山地区为例,研究不同退化程度下岩溶山地土壤的生态地球化学性质(养分含量、微生物碳氮与酶活性等)的变化,分析其对于岩溶生态系统退化的指示意义,为认识岩溶生态系统演化与石漠化的土壤学机理,表征退化岩溶生态系统的恢复和重建的效应,为探索有效而可持续的恢复和重建途径提供科学依据。

的退化地(岩石裸露的石漠化地和中度退化近年休耕的废弃地各1块)、坡耕农地(玉米地2块)、恢复地(自然退耕还林地、退耕还草地、人工花椒林地、人工退耕还林地各1块),并采集了贵州茂兰未扰,对1。采样分0～5cmm2,3个重,样品采回后,取部分鲜土;部分风干,磨碎分别过1mm和0.25mm筛,以备选用。2.2.2　分析项目与测定方法

分析项目包括与生态系统生产力有关的养分供应指标(容量指标———全量养分和强度指标———有效态),生物活性与功能指标(微生物量作为系统活性,而酶活性和土壤呼吸作为系统中微生物功能),测定方法分别如下:

[14]

(1)土壤养分。①总有机碳:重铬酸钾容量法—外加热法;②全氮和速效氮:半微量开氏法

[14]

和碱解扩散法;③全磷和速效磷:HClO4～H2SO4消煮—磷钼兰比色法和NaHCO3浸提—钼锑抗比色法。

(2)土壤微生物活性。①微生物量碳(FE2[15]C):称取新鲜过2mm筛的土样(相当于25.0g烘干土重)6份分别放入6个100mL烧杯中,取其中3份用氯仿熏蒸,在25℃下避光培养24h。将培养好的样品转移到250mL的三角瓶中,加入100mL0.5mol/L的K2SO4,在振荡机上振荡浸提30min,过滤。准确吸取浸出液5.0mL放入消煮瓶中,加入重铬酸钾标准液(0.4000mol/L)2.0mL,双酸(H2SO4∶H3PO4=2∶1)15.0mL,缓慢加热,沸腾回流30分钟,冷却后,加入2滴邻啡罗啉指示剂,用硫酸亚铁溶液滴定剩余的重铬酸钾,计算样品中的氧化的碳量。熏蒸样品和未熏蒸样品的差值为微生物碳量。②土壤微生物呼吸:称取新鲜土样20g,放入150mL培养瓶中,用硅胶塞密封,25℃培养24h,抽取瓶中气体1mL用AgilentGC24890D气相色谱仪测定其中CO2浓度。测定中采用FID监测器和PorapakQ柱,柱温35℃。气体流速分别是:载气(N2)30mL/min,H245mL/min,空气400mL/min。

(3)土壤酶活性:选择分析与土壤养分供应有

[15]

[14]

2　样品与方法

2.1　研究区域与供试土壤

本研究土壤样品采自北盘江流域的峡谷地带,介于贵州省关岭县的板贵乡和贞丰县的牛场乡间的石山地带(25°23′～25°38′N,105.38°～107°54′E),海拔在1100～1500m之间,该地区年平均气温约14℃,年降水量1200mm左右,森林覆盖率在5%～20%之间,岩溶土壤的土层厚度在12～51cm之间,土地退化与石漠化严重,近几年来实施了岩溶生态系统恢复工程,因而具有从退化到恢复的生态系统梯度。在区内选择不同退化和恢复程度的生态系统样地采集土壤样品。鉴于该地已无原始未退化的岩溶土壤,同时采集了茂兰地区(25°23′～25°24′N,107°53′～107°54′E,年平均气温15℃,年平均降雨量1752mm,森林覆盖率在60%)的未退化森林和

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

506　　　　　　　　　　　　　　　　　地球科学进展　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　第21卷

表1　采样点基本情况

Table1　Sitedescriptionofthestudiedsoils

未

退化地

样块地1原始森林地2原生草地3原生灌丛

1自然还林地(5年)

GPS坐标

N25°23′26″,E107°53′56″N25°23′27″,E107°53′58″N25°38′50″,E105°44′14″N25°38′56″,E105°38′17″植被类型及覆盖状况土壤覆盖状况

岩溶森林,郁闭,地表无裸露土壤覆盖度60%以上,厚35cm以上高草地(80～100cm),地表无裸露土壤覆盖70%以上,厚度25cm以下灌木林(树高约3～5m),岩石露头约20%土壤覆盖40%以上,厚度多25～60cm稀疏树木及草被,地表薄层残落物土壤覆盖45%～50%,厚度25～40cm

土壤覆盖70%以上,厚度25～40cm土壤覆盖40%～60%,厚度30～45cm,已平整

土壤覆盖,厚度仅20～35

,40cm以上以上,厚度在35～60cm40%以下,厚度20～35cm40%,厚度在10～30cm

植2自然还草地(3年)被

恢3人工还林地(5年)复

地4花椒还林地(6年)农地退化1老玉米地(35年)2新玉米地(15年)1石漠化地2废弃地

N25°37′16″,E105°37′45″自然滋生草(高20～40cm),地表基本

无裸露

N25°28′53″,E105°38′10″栽种桃树、枸树等,地表裸露40%以下N25°40′32″,E105°39′39″成片栽种花椒树,密闭,无草被N25°28′53″,E105°38′18″N25°24′30″,E107°54′9″N25°38′49″,E105°44′9″N25°38′53″,E105°44′16一季玉米,土壤裸露)一季玉米,土壤裸露(),,土壤覆盖

:称取

5g左右过2mm三角瓶中,加5滴甲苯后再加20mL.5%磷酸苯二钠,充分振荡后置于37℃恒温箱中,培养2h。过滤,吸5mL滤液,定容,在510nm处比色测定样品中的酚含量,结果表

[16]

示为mg酚/(g h)。②蔗糖酶:称取5g左右过2mm筛鲜土于50mL三角瓶中,加15mL8%蔗糖溶液,5mLpH5.5磷酸缓冲液和5滴甲苯。37℃培养24h。取出过滤。吸1mL滤液加入50mL,加入3mL3,5-二硝基水杨酸,在沸水浴中加热5分钟显色,随即用自来水冷却3分钟,定容50mL,在508nm处比色测定葡萄糖含量,结果表示为μg葡萄

[16]

糖/(g h)。③脲酶:称取5g左右过2mm筛鲜土于50mL容量瓶中,加1mL甲苯,15分钟后,加5mL10%的尿素和10mL的柠檬酸盐缓冲液,仔细混匀,38℃下培养24小时,摇匀,过滤,吸1mL定容50mL,在578nm处比色测定NH42N

含量,结果表示为μgNH42N/(g h)。同时设无底物对照和无土对照。2.2.3　数据统计分析

采用SPSS统计软件(Windows11.0)进行数据分析。

[16]

非常突出。尽管pH值的变化比较复杂,退化还林地的pH值最高,这可能是由于退化还林地多是人为种树下,翻土掘坑使较多灰岩石砾置于地表之故,特别是花椒林地,是人工“坡改梯”改造而成,挖沟和垒石将多量岩块堆置于地表或地埂边。这些岩块的风化和淋滤使土壤表层偏碱性。退化地pH较高明显地是由于岩石裸露较多,且土层较薄。至今还在耕作的农地是土壤厚度较大的地块,土壤pH也较低。从几种主要养分的含量来说,未退化地最高,其次是退化恢复地,农地和退化地相近。其次,从养分的深度分布来看,虽然C、N、P养分全量表层(0～5cm)都显著高于亚表层(5～25cm),但退化地的养分全量随深度急骤递降,尤其是与生物积累有关的有机质和全氮,反映了土壤剥蚀而失去有效养分库,指示着岩溶生态系统的退化导致土壤总养分库的急剧消减。而未退化地的养分无论是表层还是亚表层均大大高于农地和退化地,在0～5cm和5～25cm都表现出相似的趋势。还林地的全氮和速效氮均显著高于农地和退化地(p<0.01),农地虽然可能存在施肥的影响,但氮和磷含量与退化地没有显著差异。氮是植物营养中最重要和最大量吸收的元素,对于0～5cm和5～25cm2个深度的全氮和速效氮来说,未退化地都显著高于还林地、农地、退化地(p<0.01)。退化地氮素严重贫缺,无论是在0～5cm还是5～25cm的土层中,其速效氮含量均显著低于农地和退化恢复地(p<0.01),而在还林

3　结果分析

3.1　土壤养分库变化

如果把影响植物生长和生态系统健康的最基本土壤化学性质认为是生态地球化学性质,则土壤养分库及其活性可以认为是重要的生态地球化学指标。对不同样块的养分化学分析的结果见表2。供试不同退化程度的岩溶土壤间的养分化学性质差异

地和农地间没有显著差异。全氮含量在还林地和农地、退化地间有显著差异(p<0.01),而农地和退化地间的差异在0～5cm土层中不显著,在5～25cm土层中极其显著(p<0.01)。这同样也可以说明,

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

第5期　　　　　　　　　　任京辰等:岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义　　　　　　　

表2　供试土壤的养分化学性质变异

Table2　Variationofnutritionalandchemicalpropertiesofthestudiedsoils

样地

pH(HO)7.01±0.53a7.80±0.20b7.03±0.67a7.46±0.21a7.33±0.54ab7.78±0.24a7.23±0.54b7.43±0.16b

507

有机碳

(g/kg)58.5±13.9a33.4±9.4ab22.0±9.0b11.8±4.2b44.5±7.8a32.1±8.5ab21.3±4.6b9.7±5.7b

全氮

(g/kg)0～5cm2.95±0.9a1.53±0.23b1.16±0.35c1.06±0.35c5～25cm2.96±0.53a1.50±0.25b1.18±0.26c0.84±0.23d

全磷

(g/kg)1.7±0.4a1.1±0.3b0.6±0.1d0.8±0.1c1.6±0.4a0.9±0.3b0.60.0.70.1c

速效氮

(mgkg)265.5±54.7a152.1±36.8b130.1±38.5bc96.9±0.6c253.9±13.28c

速效磷

(mg/kg)19.1±1.7a5.4±2.5b5.4±2.0b5.1±1.1b7.6±1.4a3.2±1.1b4.1±2.1ab5.8±0.2a

未退化地

退化恢复地农　地退化地未退化地退化恢复地农　地退化地

注:同列中具有相同小写字母的不同样块间的差异不显著(P)

性。学因子,pH值较高,磷有

[17]

效性较低。就所研究的2个深度来说供试样块的土壤全磷含量在1.54～1.74g/kg之间,在未退化地、还林地、农地和退化地间均存在显著差异。供试土壤的速效磷含量在9.0～20.8mg/kg之间,0～5cm土层中土壤速效磷含量的变化是:未退化地显著高于还林地、农地和退化地(p<0.01),但后三者处于相当的水平,差异不显著。而5～25cm的土层中,虽然未退化地土壤速效磷含量仍显著高于退化地、农地和退化恢复地,但退化地还高于恢复地,这可能是因为退化地植被稀少且矮短,速效磷消耗较少,而恢复地由于没有外源磷的输入,植被的恢复生长增加了退化土壤中原来已贫乏的土壤速效磷的消耗。3.2　土壤微生物量与土壤呼吸

化下大量对于土壤条件变化敏感的微生物种群消失,仅保留了抗逆性较强的少量微生物。

如图1b所示,与微生物量碳的变化相似,不论在表层还是亚表层,微生物呼吸量在35.8～96.1CO2-mg/(kg d)之间,其变化以下列次序递降(p<0.01):未退化地>退化恢复地>农地和退化地。

供试岩溶土壤的微生物量碳(图1)在179～

[18]

844mg/kg之间,总体上处于何振立等报道的中

2

国土壤微生物碳量42～2064kg/hm范围的低值

[10]

区,处于朴河春等报道的贵州山区梯田土壤微生

2

物量碳(160±38kg/hm

)的范围内。本研究中除了未退化地外,其它土壤的微生物量碳与朴河春等研究的贵州山地(海拔1000～2000m)黄壤农田的结果(200～400mg/kg)相近。无论是表层0～5cm和亚表层5～25cm的土层中,供试土壤微生物量碳的大小次序为:未退化地>退化恢复地>农地和退化地(p<0.01)

。另外,从土壤微生物量碳的深度变化来说,只有未退化地和退化恢复地的表层与亚表层的微生物量存在显著差异(p<0.05)。在农地和退化地,微生物富集表层不明显,这可能是由于退

图1　供试不同生境下土壤微生物碳(a)、呼吸强度

(b)和呼吸熵(c)的变化

Fig.1　ChangeofSMBC,soilrespirationandqCO2

underdifferentvegetationhabitats

[19]

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

而呼吸熵在0.09～0.33mgCO22C

g/(FE2C h)之间,如图1c所示,在表层是未退化地<退化恢复地

<农地和退化地,而后三者间在亚表层无显著差异(p<0.05)。3.3　酶活性

供试土壤的酶活性的分布见图2。脲酶和磷酸酶分别是氮素分解和磷酸水解的酶,而在土壤氮、磷

[20]

供应中起着十分重要的作用。供试土壤的脲酶活性介于6.14～31.70μgNH42N/(g h),碱性磷酸酶活性介于0.13～0.38mg酚/(g h)。李恋[21]

卿报道了太湖地区水稻土脲酶活性介于45.5～58.9μgNH42N/(g h),碱性磷酸酶活性介于0.～0.84mg酚/(g h),1021916μg/(g h)。看来土壤中,,但未退化地显著高于还林地、农地和退化地(图2a,b)。这在两个不同深度的土壤中表现相似。土壤蔗糖酶活性在未退化地和退化恢复地的0～5cm深度较高,且没有显著差别,但农地和退化地该种土壤酶的活性总体上较低,尽管它们在不同深度上有较大差异。

左右或更低。而退化恢复地经过3～5年以上的人工或自然植被的恢复,有机质、全氮、全磷等养分库都平均达到了未退化地的55%～65%,比退化地显著提高。龙键等在研究西南(岩溶)地区不同恢复模式下对土壤肥力质量演变的影响时得出相似的结[12]

论。因此,植被恢复下土壤总养分库首先得到了较快和较大程度的恢复,也就是说,植被的恢复对于土壤的总养分库具有明显和较快速的恢复效果

。

4　讨　论

4.1　土壤退化与恢复中土壤养分库和限制性养分

活性的变化

关于岩溶(区)土壤退化中养分库的严重损耗已有较多的研究资料。本研究中,退化地表层土壤有机碳含量平均仅为11.8g/kg,仅为未退化地平均值(58.5g/kg)的20%,而退化恢复下有机碳含量平均达到33.4g/kg,提高到未退化地的约60%。亚表层也有相似的趋势。退化地表层土壤的全氮、全磷分别为1.06g/kg和0.6g/kg,相对于未退化地的2.95g/kg和1.7g/kg也损失了约60%,而退化恢复下又分别提高到1.53g/kg和1.1g/kg,增幅分别达到44%和83%,这种趋势与有机质的变化表现相似。

茂兰岩溶森林生态系统被认为是保护良好的岩

[22,23]

溶地区稳定生态系统。其土壤保持了很高的养分库(有机质、全氮、全磷和速效的氮磷),是生态系统生物生产力和稳定性的生态化学重要基础保[24]

障。如果说有机质、全氮、全磷等性质可以认为是土壤的总养分库,则无论在表层还是在亚表层,农地和退化地的总养分库平均相当于未退化地40%

[12,22]

图2　供试不同退化和恢复土壤的碱性磷酸酶(a)、

脲酶(b)和蔗糖酶(c)的变化

Fig.2　Changeofalkalinephosphatase,urease

andinvertaseofthestudiedsoils

速效氮和速效磷是供应植物吸收的有效养分。退化地表层土壤速效氮库平均为96.9mg/kg,相对于未退化的265.5mg/kg损失了60%以上,而退化恢复下又增加到152.1mg/kg,达到未退化地的60%左右,增幅近60%。看来,土壤速效氮养分也可以得到较快的恢复。速效磷是自然生态系统中限制性养分因子,高pH值条件一直是生态系统磷胁迫条件,磷的有效性是岩溶地区植物生长的最重要

[17,25]

限制因子,供试退化地和农地表层土壤的速效磷仅为5mg/kg水平(属于临界缺磷状态),且只为未退化下(平均20mg/kg)的1/4左右。而植被恢

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

复地的速效磷水平仍在5mg/kg左右,说明植被恢复几年后土壤速效磷库并没有得到明显恢复,土壤磷的活性没有显著提高,尽管总磷库已得到显著恢复。因此,从限制性养分的活性来看,退化使土壤活性养分更快速地损失,而植被恢复下总养分库的恢复并不同时带来养分活性的恢复,特别是磷活性的恢复。所以,植被恢复对于生态系统中限制性养分库或养分因子的恢复明显滞后于总养分库。4.2　土壤退化与恢复中微生物量、活性与功能的变化

一般来说,微生物呼吸能够有效地指示土壤微生物的活性,而呼吸熵能够作为土壤微生物功能变化的生物指示,在土壤的健康质量中占有重要地[27]

位。[]

示,(图3),即于总土壤养分库的变化,故土壤总养分库的退化或恢复对生存于土壤的微生物量有直接和灵敏的影响。供试农地和退化地土壤表层和亚表层微生物量碳平均仅为未退化的25%左右,植被恢复下表层微生物量碳增幅达到近100%,微生物量碳的恢复程度达到60%～70%。这里,植被退化或恢复下土壤微生物量碳的变化比养分库的变化更为突出,说明微生物量碳对植被退化和恢复过程十分敏感,这在

[12]

龙健等的研究中也得到了映证。因而,在土壤总有机碳等养分库恢复的同时,土壤微生物总量相应得到了恢复。

不过,土壤微生物呼吸强度的变化与微生物量碳的变化有些不同。农地和退化地的土壤呼吸强度

平均只有未退化地的35%～40%,而退化恢复地也只达到未退化地的45%～50%,虽然退化恢复地的呼吸强度仍显著高于退化地和农地,但几年的植被恢复看起来并没有有效地恢复微生物的代谢活性。

农地、退化地和恢复地表层土壤的呼吸熵平均都为未退化地的2倍以上,退化恢复地的呼吸熵虽有较大变异,但与退化地和农地无显著差异。这几年的植被恢复虽然恢复了总微生物量,但并不显得。一些研究表明,壤呼吸熵的值就会减][33]

观察到单施化肥的农田中比有,且这种变

[29]

化与土壤中微生物多样性的受损有关。退化地、农地和恢复地较高的呼吸熵,说明退化下土壤微生物区系极其脆弱,微生物多样性可能严重缺失,而在短期(本实验条件下3～5年)的植被恢复下,这种多样性还没有来得及明显恢复。

土壤中酶是土壤微生物的代谢所分泌的活性物质,催化着土壤生态系统中生物化学过程,因而酶活性可以反映土壤的生态功能。而脲酶、碱性磷酸酶

[20]

是土壤肥力和质量的重要功能指标。图4显示,供试不同退化和恢复程度下土壤脲酶、碱性磷酸酶和蔗糖酶的活性与土壤养分库指标(总养分库和活性养分)间没有显著相关性。

退化使土壤酶系统严重受损(退化地和恢复地的碱性磷酸酶和脲酶活性均只有未退化地的35%～40%),这与速效养分库的变化情形相似,然而在植被恢复下土壤的这些酶活性没有显著提高。

联系

31]

图3　供试样块的土壤微生物量碳与土壤有机碳的相关性(a,0～5cm;b,5～25cm)

Fig.3　CorrelationofmicrobialbiomasscarbonwithcontentsofSOCofthestudiedecotesseras

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

图4　供试土壤表层(0～5cm)脲酶(上)和碱性磷酸酶(下)活性与有机质和微生物量碳的关系

(图中虚线圆圈内为退化或恢复土壤样本)

Fig.4　Correlationofurease(up)andalkalinephosphase(down)activitywithSOMandmicrobialbiomasscarbon

ofthesurfacelayerof0～5cmofthestudiedsoils(Insidethedashedcirclearethesamplesfromthe

degradedandwithvegetationrecovery)

前述的土壤总微生物生物量与土壤总养分库有关的结果,供试土壤中退化或恢复虽然产生了总养分库

变化和相应的微生物量的变化,但并没有带来酶活性的相应变化,这再次印证了土壤总养分库恢复下土壤微生物总量可以得到较快恢复,但微生物功能并没有相应地恢复,因而土壤中植物有效的速效养分库的恢复也受到限制。这可能是退化恢复下生态系统生产力和稳定性并不能较快地恢复到未退化前的状态的土壤原因。同时也意味着,受损生态系统的功能的恢复,要比系统中养分库量、微生物库量的恢复迟缓的多。

功能、酶活性的变化并不响应于总养分库的变化,几年的植被恢复在快速恢复总养分库的同时,土壤中限制性养分的活性、土壤的呼吸熵和酶活性这些与生态系统中养分循环等功能密切相关的指标恢复不明显。因此,尽管微生物量可以指示土壤的肥力水平,但看来仅用土壤肥力有关的总养分库、微生物量等指标来评价岩溶土壤的退化和恢复是不够全面的,生态地球化学指标不仅应含有土壤养分库容量指标(总量)和活性指标(速效态含量)、土壤微生物量及功能指标(微生物碳/氮,土壤呼吸及呼吸熵与土壤重要酶的活性等)。在研究环境变化下土壤质量变化,分析岩溶土壤和生态系统退化过程以及评价生态恢复的效应时,不仅需要对土壤的养分容量指标进行综合分析,还特别需要分析微生物的质量和功能指标,今后应加强对微生物基因和功能多样性及其对土壤生态系统行为的影响的研究。

致谢:野外考察和采样工作中得到中国科学院

5　结论和建议

就本研究中涉及的贵州西南部岩溶山地不同植被退化和恢复的岩溶土壤的研究看来,植被退化使土壤养分库、土壤微生物量及其代谢活性和酶活性急剧消减,3～6年的植被恢复,较明显地恢复了土壤的总养分库和微生物量碳,但土壤中微生物代谢

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

环境地球化学国家重点实验室、贵州省科学院和贵州大学等单位的协助.参考文献(References):

[1]　LiYangbin,WangShijie,RongLi.Reflectionsofsustainablede2

velopmentonecologicalcrisisandanti2povertyinKarstmountainareasofSouthwestChina[J].ScientiaGeographicaSinica,2004,24(2):1572162.[李阳兵,王世杰,容丽.西南岩溶山区生态危

学杂志,2001,20(1):33237.]

[11]　WangDelu,ZhuShouqian,HuangBaolong.Preliminarystudy

ontypesandquantitativeassessmentofkarstrockydesertificationinGuizhouprovince,China[J].ActaEcologicaSinica,2005,25

(5):105721063.[王德炉,朱守谦,黄宝龙.贵州岩溶石漠化

类型及程度评价[J].生态学报,2005,25(5):105721063.]

[12]　LongJian,DengQiqiong,JiangXinrong,etal.Effectsofdiffer2

entdefarmingandreafforestationpatternsonchargesofsoilfertil2

ityqualityinkarstregionofsouthwesternChina[J].Chinese

JournalofAppliedEcology,2005,16(7):127921284.[龙健,邓

机与反贫困的可持续发展文化反思[J].地理科学,2004,24

(2):1572162.]

[2]　CaoJianhua,YuanDaoxian,ZhangCheng.Karstecosystemcon2

strainedbygeologicalconditionsinSouthwestChina[J].Earth

andEnvironment,2004,32(1):128.[曹建华,袁道先,章程.受

启琼,江新荣,等.西南岩溶地区退耕还林(草)模式对土壤肥力质量演变的影响[J].,2005,16(7):12792

1284.[13PanJ.inepikarstzone:The

rsoilasamedium—Casementsite,Guilin[J].CarsologicaSinica,18(4):2872296.[潘根兴,曹建华.表层带岩溶作用:以

地质条件制约的中国西南岩溶生态系统[J].地球与环境,

2004,32(1):128.]

[3]　WangShijie.Themostseriousecogeolr2

leminsouthwestChina—rJ].ofMistry,(2):1202

126.[王世杰.—环境问题[J].,2003,22(2):1202

126.]

[4]　AcademicDivisionsofCAS.Somesuggestionsofcarryingforward

thecomprehensiveharnessingdesertificationinsouthwestKarstre2gion[J].AdvancesinEarthScience,2003,18(4):4892492.[中

国科学院学部.关于推进西南岩溶地区石漠化综合治理的若干建议[J].地球科学进展,2003,18(4):4892492.]

[5]　LinChanghu,ZhuAnguo.Astudyonsoilerosionandprevention

inkarstmountainousregionofGuizhou[J].ResearchofSoiland

WaterConservation,1999,6(2):1092113.[林昌虎,朱安国.贵

土壤为媒介的地球表层生态系统过程———以桂林峰丛洼地

岩溶系统为例[J].中国岩溶,1999,18(4):2872296.]

[14]　LuRukun.SoilandAgriculturalChemistrySnalysis[M].Bei2

jing:ChinaAgriculturePress,1998.[鲁如坤主编.土壤农化分析[M].北京:中国农业出版社,1998.]

[15]　GuanSongyin.SoilEnzymeandAnalysisMethods[M].Beijing:

AgriculturePress,1986.[关松荫.土壤酶及其研究法[M].北京:农业出版社,1986.]

[16]　SharpleyA.Availabilityofphosphorus[M]∥SomnerME.

HandbookofSoilScience,SectionD:SoilFertilityandPlantNutritionCRCPress,BocaRaton,Florida,USA,2000:D182D37.

[17]　HeZhenli.Soilmicrobiomassandthesignificationofnutrientcy2

cleandenvironmentalevaluation[J].Soil,1997,2:61269.[何振

州岩溶山区土壤侵蚀与防治[J].水土保持研究,1999,6(2):

1092113.]

[6]　SuWeici,YangHankui.Preliminarydivisionofeco2environmen2

talfragilitytypesinGuizhoukarstregion,China[J].Researchof

EnvironmentalSciences,1994,7(6):35241.[苏维词,杨汉奎.贵

立.土壤微生物量及其在养分循环和环境评价中的意义

[J].土壤,1997,2:61269.]

[18]　PiaoHechun,ZhuJianming,YuDengli,etal.Carbonisotope

compositioninsoilmicrobialbiomassandorganiccarbonisotope

effect[J].QuaternarySciences,2003,23(5):5462556.[朴河

州岩溶区生态环境脆弱性类型的初步划分[J].环境科学研究,1994,7(6):35241.]

[7]　YangShengtian,ZhuQijiang.Reviewoftheresearchesonsoil

degradationinenvironment[J].CarsologicalSinica,1996,18(2):1692175.[杨胜天,朱启疆.论岩溶环境中土壤退化的研

春,朱建明,余登利,等.贵州山区土壤微生物生物量的碳同位素组成与有机碳同位素效应[J].第四纪研究,2003,23(5):5462556.]

[19]　NannipieriP,LandiL.SoilEnzymes[M]∥SumnerME.Hand2

bookofSoilScience,CRCPress,BocaRaton,Florida,USA,2000:C1292C138.

[20]　LongJian,JiangXinrong,DengQiqiong,etal.Soilmicrobialac2

tivitiesinmaolankarstforest,Guizhouprovince[J].ActaPed2ologicaSinica,2005,42(3):4192427.[龙健,江新荣,邓启

究[J].中国岩溶,1996,18(2):1692175.]

[8]　WangShijie,LiYangbing,LiRuiling.Karstrockydesertification:

formationbackground,evolutionandcomprehensivetaming[J].

QuaternarySciences,2003,23(6):6572666.[王世杰,李阳兵,

李瑞玲.岩溶石漠化的形成背景、演化与治理[J].第四纪研究,2003,23(6):6572666.]

[9]　HuBaoqing,LiaoChimei,YanZhiqiang.Divingmechanismdiag2

nosisofkarstrockydesertificationinDu’anyaoautonomouscountyofGuangxibasedonRSandGIS[J].JournalofMountainSci2

ence,2004,22(5):5832590.[胡宝清,廖赤眉,严志强.基于

琼,等.贵州岩溶地区土壤石漠化的本质特征研究[J].土壤

学报,2005,42(3):4192427.]

[21]　ZhouYunchao,PanGenxing.AdaptationandadjustmentofMa2

olanforestecosystemtokarstenvironment[J].CarsologicaSini2ca,2001,20(1):47252.[周运超,潘根兴.茂兰森林生态系统对岩溶环境的适应与调节[J].中国岩溶,2001,20(1):472

52.]

[22]　LongJian,LiJuan,JiangXinrong,etal.Charaxteristicsofsoil

rockydisertificationinthekarstregionofGuizhouprovince[J].

ActaPedologicaSinica,2004,41(4):5972602.[龙健,李娟,

RS和GIS的岩溶石漠化驱动机制分析———以广西都安瑶族

自治县为例[J].山地学报,2004,22(5):5832590.]

[10]　PiaoHechun,HongYetang,YuanZhiyun.Soilmicrobialbio2

massactsassourceandsinkofenergymaterialCfloutinmoun2tainoussoilsofGuizhouChinese[J].ChineseJournalofEcolo2

gy,2001,20(1):33237.[朴河春,洪业汤,袁芷云.贵州山区

江新荣,等.贵州茂兰岩溶森林土壤微生物活性的研究[J].

土壤学报,2004,41(4):5972602.]

[23]　WuWeidong,ZhangTaolin,SunBo,etal.Degradationandcon2

土壤中微生物生物量是能源物质碳流动的源与汇[J].生态

岩溶土壤的生态地球化学特征及其指示意义

trolofsoilorganicmatterandnutrientpoolunderartificialChi2nesefirforest[J].ActaPedologicaSinica,2000,37(1):41248.[吴蔚东,张桃林,孙波,等.人工杉木林地有机物和养分库的

退化与调控[J].土壤学报,2000,37(1):41248.]

geneticdiversityofapaddysoilfromtheTaiLakeregion,China[J].ActaEcologicaSinica,2004,24(12):281822824.[张

[24]　LaiLu,HaoMingde,PengLingfang.Developmentofresearches

onsoilphosphorus[J].ResearchofSoilandWaterConservation,2003,10(1):65267.[来璐,郝明德,彭令芳.土壤磷素研究

平究,李恋卿,潘根兴,等.长期不同施肥下太湖地区黄泥土

表土微生物碳氮量及基因多样性变化[J].生态学报,2004,24(12):281822824.]

[29]　AndersonTH,DomschKH.Applicationofeco2physiological

quotients(qCO2andqD)onmicrobialbiomassesfromsoilsofdifferentcroppinghistories[J].SoilBiology&Biochemistry,1990,22:2512255.

[30]　BardgettRD,ShineA.Linkagesbetweenplantlitterdiversity,

soilmicrobialbiomassandecosystemfunctioninatemperategrassland[J].SoilBiology&m1999,31:3172321.

[31]　Zhengetal.Diurnalvaria2

tionofsbasaleonfromatypicalpad2ricelong2termdifferentfertilization[andFertilizerScience,2006,12(3):in.[,张旭辉,潘根兴,等.水稻土基底呼吸与CO2排放强度的日动态及长期不同施肥下的变化[J].植物

进展[J].水土保持研究,2003,10(1):65267.]

[25]　KennedyAC,PapaendickRI.Microbialcharacteristicsofsoil

quality[J].JournalofSoilandWaterConservation,1995,50:2432248.

[26]　PerssonT.Effectsofacidificationsandlimingoncarbonandni2

trogenmineralizationandsoilorganismsinmorhumus[J].Wa2

ter,Air,&SoilPollution,1989,45:77296.

[27]　OliveiraOC,OliveiraIP,AlvesBJR,etal.Chemicalandbi2

ologicalindicatorsofdecline/degradationofBrachiariaintheBrazilianCerrado[J].Agriculture,2

ment,2004,103:2892300.

[28]　ZhangPingjiu,LiIof营养与肥料学报,2006,12(3):待刊.]

long2termsoilmobialbiomassand

IndicesofEco2GeochemicalCharacteristicsinADegradation2Reclamation

SequenceofSoilsinMountainousKarstArea:ACaseStudyin

Guanling2ZhenfengRegion,Guizhou,China

RenJing2chen,ZhangPing2jiu,PanGen2xing,1

1

1

2

(1.InstituteofResource,EcosystemandEnvironmentofAgriculture,NanjingAgriculturalUniversity,

Nanjing210095,China;2.InstituteofNaturalResourcesandGeographicalSciences,Chinese

AcademyofSciences,Beijing100101,China)

Abstract:Theprocessofsoildegradationinmountainouskarstregionshasbeentheresearchfocusofsoilsci2enceandecologyinChinaforthelastdecade.TakinganexampleofkarstsoilsfromGuanling2Zhengfengarea,southwesternGuizhou,China,changesofsoiltotalandavailablepoolofmajornutrients,microbialbiomasscarbonandsoilrespiration,activitiesofmajorsoilenzymesinadegradation2reclamationsequencewerestudied.Thesoilsofsurface0～5cmandsubsurface5～25cmwerecollectedfromselectedeco2tesserasofdegradedabandonlands,corncultivatedlands,vegetationrecoverylandsandwell2protectedvegetationlandsrespectively.Totalpoolofsoilmajornutrientsshowedsensitivechangeswithvegetationcover,accompanyingasimilarchangeofsoilmicrobialbi2omasscarbon.Vegetationrecoveryresultedinaremarkablechangeofsoiltotalnutrientpoolandincreasedsoilmi2crobialbiomasscarbon.However,vegetationrecoveryfor3～6yearslongdidnotdriveasignificantchangeina2vailablepoolofthenutrientsaswellasthemicrobialrespirationquotientandsoilenzymeactivities.Theresultsim2plicatedthattherecoveryofavailablenutrientpoolandmicrobialfunctioningcouldbeareliableindicatorforeco2systemshealthofthekarstsoilsunderdifferentdegreesoflanddegradationandvegetationrecovery.Itissuggestedthatnotonlytotalnutrientpoolandmicrobialbiomasscarbonbutalsothemicrobialfunctioningindicatorsasmicro2bialrespirationquotient,activitiesofkeysoilenzymesshouldbetakenintoaccountwhileevaluatingtheintensityoflanddegradationand/ortheeffectofvegetationrecoveronsoilqualityandecosystemfunctioningforthekarstlandsinSouthwestChina.

Keywords:Soildegradation;Vegetationrecovery;Soilnutrients;Eco2geochemistry;Karstsoils;Ecologicalassessment;Soilquality.

本文来源：https://www.bwwdw.com/article/63mj.html