全 文 ：科尔沁沙地草地营造樟子松人工林对土壤
化学和生物学性状的影响*
刘云霞1,2 摇 胡亚林1 摇 曾德慧1**摇 范志平1 摇 赵摇 琼1
( 1 中国科学院沈阳应用生态研究所, 沈阳 110016; 2 中国科学院研究生院, 北京 100039)
摘摇 要摇 以科尔沁沙地东南缘沙质草地和不同年龄樟子松(Pinus sylvestris var. mongolica)人
工林(15、24 和 30 年生)为对象,研究草地造林对土壤 pH,土壤 C、N、P含量,无机 N(铵态氮、
硝态氮)含量,C、N矿化速率,微生物生物量 C含量以及土壤酶(脲酶、转化酶和过氧化氢酶)
活性的影响.结果表明:草地造林初期,林地土壤 C、N、P含量逐渐降低,随着林龄增加而逐渐
恢复;与草地相比,24 年生樟子松人工林土壤 C、N、P含量最低,分别下降 29% 、34%和 33% ,
而 30 年生樟子松人工林土壤 C和 N含量与草地差异不显著.草地造林能够影响土壤无机 N
存在形式,使土壤铵态氮含量逐渐增加,硝态氮含量下降.草地造林对土壤潜在 N矿化速率和
硝化速率影响不显著,但能够改变土壤 C矿化速率,不同林龄樟子松人工林土壤 C 矿化速率
依次为:24 年生>30 年生>草地>15 年生.草地造林初期,土壤微生物生物量 C 含量和土壤转
化酶活性明显降低,随着林龄的增加又逐渐增加;草地造林对土壤脲酶活性影响不显著,而使
土壤过氧化氢酶活性逐渐增加.科尔沁沙地草地造林能够显著改变土壤化学和生物学性状,
且随着林龄的变化而有所差异.
关键词摇 科尔沁沙地摇 草地造林摇 樟子松人工林摇 土壤 C、N、P含量摇 土壤微生物生物量碳
土壤酶活性
文章编号摇 1001-9332(2010)04-0814-07摇 中图分类号摇 Q945摇 文献标识码摇 A
Effects of grassland afforestation with Mongolian pine on soil chemical and biological proper鄄
ties in Keerqin Sandy Land. LIU Yun鄄xia1,2, HU Ya鄄lin1, ZENG De鄄hui1, FAN Zhi鄄ping1,
ZHAO Qiong1 ( 1 Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of Sciences, Shenyang 110016, Chi鄄
na; 2Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100039, China) . 鄄Chin. J. Appl.
Ecol. ,2010,21(4): 814-820.
Abstract: Taking one grassland and 15鄄, 24鄄, and 30 years old Mongolian pine (Pinus sylvestris
var. mongolica) plantations in the southeast of Keerqin Sandy Land as test objects, this paper stud鄄
ied the effects of grassland afforestation on the soil chemical and biological properties, including pH
value, C, N, and P concentration, inorganic N concentration, C and N mineralization rates, micro鄄
bial biomass C, and enzyme activities. At the early stage of afforestation, the concentration of soil
C, N, and P decreased; but with increasing stand age, they recovered gradually. Compared with
those in grassland, the soil C, N, and P concentration in 24 years old plantation decreased by
29% , 34% , and 33% , respectively, but the soil C and N concentration in 30 years old plantation
had less difference. Afforestation led to an increase of soil NH4 + 鄄N concentration and a decrease of
soil NO3 鄄N concentration, but had less effects on the soil N mineralization and nitrification rates.
The soil C mineralization rate was decreased in the order of 24 years old plantation >30 years old
plantation > grassland >15 years old plantation. Soil microbial biomass C and invertase activity de鄄
creased at the early stage of afforestation, but recovered with increasing stand age. After afforesta鄄
tion, soil urease activity had less change, but soil catalase activity increased gradually. Our results
indicated that in Keerqin Sandy Land, grassland afforestation with Mongolian pine had significant
effects on the soil chemical and biological properties, and the effects differed with stand age.
Key words: Keerqin Sandy Land; grassland afforestation, Mongolian pine plantation; soil C, N,
and P; soil microbial biomass C; soil enzyme activity.
*国家自然科学基金项目(30872011)和国家“十一五冶科技支撑计划项目(2006BAC01A12)资助.
**通讯作者. E鄄mail: zengdh@ iae. ac. cn
2009鄄10鄄28 收稿,2010鄄01鄄11 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2010 年 4 月摇 第 21 卷摇 第 4 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Apr. 2010,21(4): 814-820
摇 摇 将草地和弃耕农田转变为林地是目前普遍存在
的一种土地利用变化形式[1],许多国家已经将造林
作为《京都议定书》框架下减排增汇的一项重要措
施[2-4] .有研究报道,如果全球范围内可用于造林的
土地全部转变为林地,每年大约能够固碳 1郾 5 Gt[1] .
因此,造林对陆地生态系统结构和功能,尤其是关于
造林后生态系统碳储量动态及其机制方面的研究受
到研究者的广泛关注. 例如,Paul 等[5]和史军等[6]
综述了造林后土壤有机碳储量变化、影响因素以及
研究方法;Maestre和 Cortina[7]综述了半干旱地区营
造地中海松(Pinus halepensis)人工林对土壤过程、
植被动态、动物群落动态以及林火等方面的影响;
Chen等[4]综述了草地转变为林地对土壤 P 循环和
土壤微生物特征的影响;Berthrong 等[8]综述了造林
对土壤 pH、离子含量和土壤 C、N含量的影响.
不同研究地区的气候、土壤、土地利用历史、整
地方式、林地管理方式(包括林分密度、间伐、林地
施肥、轮伐期以及杂草和火控制)等因子能够影响
土壤性状和生态过程[5-7] . Richter等[9]研究发现,沙
地造林后,土壤有机碳储量变化不显著,原因是沙土
缺乏对凋落物来源有机碳的物理保护作用;造林后,
凋落物输入和周转速率均较快,从而限制了土壤的
固碳潜力. Paul 等[5]对大量研究综合分析发现,造
林后 5 年期间,土壤有机碳库储量下降;随着林龄的
增加,土壤有机碳库储量逐渐恢复到造林前的水平;
而造林后土壤有机碳库储量的恢复速率受气候、土
壤、造林树种、造林管理等因素的影响.
樟子松(Pinus sylvestris var. mongolica)是我国
北方干旱和半干旱地区重要的造林树种之一[10] . 20
世纪中期以来,在科尔沁、毛乌素和浑善达克等地区
的退化草地上营造了大面积的樟子松人工林.例如,
1985—2000 年间,科尔沁沙地及周边地区约有
28300 hm2 的退化草地转变为林地[11] . 开展科尔沁
沙地地区草地造林对土壤属性、结构、过程及其机制
等方面的研究,对于科学地认识半干旱地区沙质草
地造林的生态学后果具有重要意义[3, 12-14] .本研究
在科尔沁沙地东南缘大青沟自然保护区,选择草地
和不同年龄(15、24 和 30 年生)樟子松人工林为研
究对象,开展了草地造林对土壤 C、N、P 含量,无机
N含量(铵态氮、硝态氮),土壤 C、N矿化速率,土壤
微生物生物量 C 含量以及土壤酶活性等方面的影
响研究,以期为深入认识半干旱地区草地造林对土
壤生态过程的影响及其机制提供科学依据.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 研究地区概况
研究区位于科尔沁沙地东南缘大青沟国家级自
然保护区内(42毅45忆—42毅48忆 N,122毅13忆—122毅15忆
E).该自然保护区面积约 8180 hm2,平均海拔约 240
m,气候属半干旱亚湿润区气候类型,年均降水量
450 mm,年均蒸发量 1300 ~ 1800 mm,年均气温 6郾 4
益,最高气温 32郾 4 益,最低气温-23郾 2 益 .土壤类型
主要为风沙土[15] .自然保护区内植被类型主要包括
天然落叶阔叶林、樟子松人工林、榆树疏林草地和部
分退化草地. 20 世纪 60 年代中期以来,在退化草地
上营造了大面积樟子松人工林,目前不同年龄沙地
樟子松人工林面积约 5000 hm2 .
在大青沟自然保护区,选择不同年龄樟子松人
工林和邻近草地为对象. 不同年龄樟子松人工林样
地自然概况见表 1. 樟子松人工林在经营管理过程
中存在修枝、间伐、放牧以及林下凋落物收集等人为
干扰活动,其林下植物主要为狗尾草(Setaria viridis)、
胡枝子(Lespedeza bicolor)、细叶益母草(Leonurus sibir鄄
icus)和抑茎苦荬菜(Ixeris sonchifolia)等.草地由于过
度放牧、割草等人为干扰影响,逐渐成为沙质退化草
地,其植被组成主要为猪毛蒿(Artemisia scoparia)、牦
牛儿苗 (Erodium stephanianum)、白草 ( Pennisetum
flaccidum)和芦苇(Phragmites australis)等.
1郾 2摇 取样及分析方法
2006 年 5 月下旬,在不同年龄沙地樟子松人工
林和草地,分别设立 4 块 10 m伊10 m 的样方. 2006
年和 2007 年 5 月,在每块样方内用土钻(直径= 2郾 5
cm)钻取 0 ~ 10 cm表层土壤样品,每块样方随机选
取 5 个采样点.然后将土壤充分混合为 1 个土样,带
回实验室进行分析,共计 32 份土壤样品. 将每份土
样分成 2 份,其中 1 份土样保存在 4 益冰箱内,用于
表 1摇 不同年龄沙地樟子松人工林自然概况
Tab. 1 摇 Stand properties of Mongolian pine plantations at
different ages
样 地
Stand
林 龄
Age
(a)
密 度
Density
(plant·hm-2)
树 高
Height
(m)
胸 径
DBH
(cm)
P15 15 2300 3郾 88 7郾 1
P24 24 1800 6郾 86 11郾 6
P30 30 1600 7郾 47 12郾 3
P15: 15 年生樟子松人工林 15 year鄄old Mongolian pine plantation;
P24: 24 年生樟子松人工林 24 year鄄old Mongolian pine plantation;
P30: 30 年生樟子松人工林 30 year鄄old Mongolian pine plantation. 下
同 The same below.
5184 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 刘云霞等: 科尔沁沙地草地营造樟子松人工林对土壤化学和生物学性状的影响摇 摇 摇 摇
测定土壤湿度,土壤铵态氮和硝态氮含量,土壤 C、N
矿化速率以及土壤微生物生物量碳含量;另外 1 份
土样在室温条件下风干(20 益左右),用于测定土壤
C、N、P 含量、pH 值和土壤酶活性. 由于土壤 pH 值
和土壤 C、N、P含量年际变化不大,因此只分析 2006
年的土壤样品.
土壤有机 C 测定采用 K2Cr2O4 鄄H2SO4 容量
法[16];土壤 N、P、铵态氮和硝态氮含量采用连续流
动注射分析仪(Bran+Luebbe, Germany)测定;土壤
N矿化速率测定采用室内有氧培养法,首先称取 25
g新鲜土样,放入 1 个小烧杯内,调整土壤含水量至
田间持水量的 60% ~ 75% ,在杯口盖上保鲜膜,在
25 益条件下培养 15 d,然后测定土壤铵态氮和硝态
氮含量,根据培养前后土壤无机 N 含量的差值计算
土壤 N 矿化率[17];土壤 C 矿化速率用静态碱液吸
收法测定,2006 年采集的土壤样品在培养的第 1、3、
7、15 和 31 天测定土壤有机碳矿化释放出的 CO2
量,2007 年采集的土壤样品每 3 d 测定 1 次土壤有
机碳矿化释放出的 CO2 量[17];土壤微生物生物量 C
含量采用氯仿熏蒸浸提法测定[18];土壤脲酶活性测
定采用靛酚蓝比色法,土壤蔗糖酶活性采用 3,5鄄二
硝基水杨酸比色法,土壤过氧化氢酶活性采用容量
法[19];土壤含水量采用烘干法测定;土壤 pH 值采
用 PHS鄄3C型 pH仪测定,其中土水比为 1 颐 2郾 5.
1郾 3摇 数据处理
数据经过 Excel整理后,采用 SPSS 11郾 5 软件进
行数据统计分析.首先,对数据进行正态分布检验和
数据转换. 然后计算数据平均值( n = 4)和标准误
(SE);利用 GLM 程序对土壤有机 C 矿化速率进行
Repeated Measures 分析;利用 Compare Means 程序
对其他各项指标采用进行单因素方差分析(one鄄way
ANOVA),并利用 SLD 方法进行不同处理间多元比
较分析.差异显著性水平为 琢=0郾 05.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 草地造林对土壤 pH值和 C、N、P含量的影响
与草地相比,不同年龄樟子松人工林土壤 pH
值差异均不显著(表 2). 与草地相比,24 年生樟子
松人工林土壤 C、N 和 P 含量最低,分别下降了
29% 、34% 和 33% ( P = 0郾 003, P = 0郾 002 和 P <
0郾 001);30 年生樟子松人工林土壤 C 和 N 含量差
异均不显著,而土壤 P 含量显著低于造林前草地水
平(P=0郾 005).草地造林后,随着林龄的增加,土壤
C / N比值逐渐增加,30 年生樟子松人工林土壤 C / N
比值显著高于草地(P=0郾 011);而土壤 N / P比值变
化不显著.
2郾 2摇 草地造林对土壤无机 N 含量、土壤潜在 N 矿
化和硝化速率影响
草地营造樟子松人工林对土壤铵态氮和硝态氮
含量的影响存在年际变化差异(图 1). 2006 年,与
草地相比,草地造林后土壤铵态氮含量逐渐增加,30
年生樟子松人工林土壤铵态氮含量显著高于草地
(P=0郾 016);而樟子松人工林土壤硝态氮含量却显
著下降(P = 0郾 011,P = 0郾 002 和 P = 0郾 029). 草地造
林能够导致土壤铵态氮与硝态氮含量的比例发生变
化.而 2007 年,草地造林后土壤铵态氮和硝态氮含
量未发生显著变化.
2006 和 2007 年数据均显示,草地转变为沙地
樟子松人工林后,土壤潜在 N 矿化和硝化速率呈逐
渐下降趋势.与草地相比,24 年生沙地樟子松人工
林土壤潜在 N矿化和硝化速率达到最低,随后又逐
渐恢复到草地水平,但均未达到显著性水平.
2郾 3摇 草地造林对土壤 C矿化速率的影响
草地造林后,土壤 C 矿化速率发生显著改变
(图 2). 2006 年,24 年生樟子松人工林土壤 C 矿化
速率显著高于草地(P = 0郾 008),而 15 年生和 30 年
生樟子松人工林土壤C矿化速率与草地相比差异
表 2摇 草地营造樟子松人工林后土壤 pH值和 C、N、P含量动态
Tab. 2摇 Changes of soil pH and soil C, N, P concentrations after grassland afforestation with Mongolian pine(mean依SE,
n=4)
样地
Stand
pH 有机碳 TOC
(g·kg-1)
全氮 TN
(g·kg-1)
全磷 TP
(mg·kg-1)
C / N N / P
GL 6郾 44依0郾 03a 5郾 13依0郾 42a 0郾 38依0郾 03a 134郾 95依7郾 03a 13郾 64依0郾 14b 2郾 78依0郾 12a
P15 6郾 56依0郾 02a 3郾 70依0郾 25b 0郾 26依0郾 01b 98郾 94依2郾 06b 14郾 09依0郾 45b 2郾 65依0郾 11a
P24 6郾 54依0郾 04a 3郾 62依0郾 14b 0郾 25依0郾 02b 90郾 28依2郾 14b 14郾 60依0郾 39b 2郾 75依0郾 12a
P30 6郾 51依0郾 07a 5郾 08依0郾 29a 0郾 31依0郾 03ab 106郾 52依8郾 67b 16郾 42依0郾 59a 2郾 93依0郾 06a
GL: 草地 Grassland. 同列数据后不同小写字母表示处理间差异显著(P<0郾 05) The different letters in the same column indicated significant differ鄄
ence among the stands at 0郾 05 level.
618 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
性均不显著.与 15 年生樟子松人工林相比,24 年生
和 30 年生樟子松人工林土壤 C 矿化速率均显著增
加(P=0郾 001 和 P=0郾 023);但 24 年生和 30 年生樟
子松人工林之间的土壤 C 矿化速率差异不显著.
2007 年,草地、24 和 30 年生樟子松人工林间的土壤
C矿化速率差异均不显著,但均显著高于 15 年生樟
子松人工林(P=0郾 035、P=0郾 002 和 P=0郾 016).
2郾 4摇 草地造林对土壤微生物生物量 C 含量和酶活
性影响
草地造林后,土壤微生物生物量 C 含量发生明
显改变(图 3). 2006 年,15、24 和 30 年生樟子松人
工林土壤微生物生物量 C 含量均显著低于草地
(P=0郾 001、P = 0郾 009 和 P = 0郾 001). 2007 年,15 年
生樟子松人工林土壤微生物生物量 C 含量显著降
低草地(P = 0郾 04);随着林龄增加,土壤微生物生物
量 C含量逐渐增加,30 年生樟子松人工林土壤微生
物生物量 C含量均显著高于 15 年生和 24 年生樟子
松人工林(P=0郾 02 和 P=0郾 035);而 30 年生樟子松
人工林土壤微生物生物量 C 含量与草地相比差异
不显著.
草地造林对土壤脲酶活性的影响不显著(图
3). 2006 年,草地造林后土壤转化酶活性显著降低
(P=0郾 001、P=0郾 034 和 P=0郾 043);随着林龄增加,
土壤转化酶活性逐渐增加;不同年龄樟子松人工林
图 1摇 草地营造樟子松人工林后土壤无机 N含量、潜在 N矿化和硝化速率的变化
Fig. 1摇 Changes of soil inorganic N concentrations, potential N mineralization and nitrification rates after grassland afforestation with
Mongolian pine (mean依SE, n=4).
不同小写字母表示处理间差异显著(P<0郾 05) Different letter over the bars indicated significant difference among the stands at 0郾 05 level. 下同 The
same below.
图 2摇 草地营造樟子松人工林后土壤 C矿化速率动态变化
Fig. 2摇 Changes of soil C mineralization rates after grassland afforestation with Mongolian pine (mean依SE, n=4).
7184 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 刘云霞等: 科尔沁沙地草地营造樟子松人工林对土壤化学和生物学性状的影响摇 摇 摇 摇
图 3摇 草地营造樟子松人工林后土壤微生物生物量碳和土壤酶活性动态变化
Fig. 3摇 Dynamics of soil microbial biomass C concentration and soil enzymatic activities after grassland afforestation with Mongolian
pine (mean依SE, n=4).
土壤转化酶活性的差异不显著. 2007 年,草地造林
后土壤转化酶活性变化趋势基本一致;不同处理间
土壤转化酶活性差异均不显著.
2006 和 2007 年,草地造林对土壤过氧化氢酶
活性的影响均表现为逐渐增加趋势,30 年生沙地樟
子松人工林土壤过氧化氢酶活性均显著高于草地
(P=0郾 002 和 P=0郾 005).
3摇 讨摇 摇 论
在科尔沁沙地,将退化草地转变为沙地樟子松
人工林并不会导致土壤酸化,与 Zhao 等[12]研究结
果相一致.他们研究发现,科尔沁沙地不同土地利用
方式下土壤 pH值差异均不显著. Alfredsson 等[20]研
究也发现,新西兰地区放牧草地转变为辐射松(Pi鄄
nus radiata)和道格拉斯杉(Psedotsuga menzieii)人工
林并没有显著降低土壤 pH 值. 然而,Giddens 等[21]
却研究发现,草地转变为针叶树人工林后,土壤酸化
加剧,其原因主要是针叶树树叶中含有相对较高的
有机酸物质.造林导致土壤 pH 值下降的机制主要
包括:1)造林导致酸性有机物质以及碳酸类物质增
加;2)造林使土壤 Ca2+和 Mg2+离子含量下降,从而
导致 Na+和 H+离子含量增加[8] . 然而,不同研究地
区的降水量、土壤类型以及树种等因子能够影响草
地造林后土壤 pH 值的变化. 在降水量比较大的地
区,将草地转变为林地更容易出现土壤酸化问
题[20-21] .本研究地区位于我国北方半干旱半湿润过
渡区,相对较少的降水量可能是该地区草地造林后
土壤 pH值并未发生显著改变的原因之一.此外,该
地区土壤偏碱性,Ca2+和 Mg2+含量较高,能够缓解草
地造林导致的土壤酸化现象[8] .
草地营造樟子松人工林初期,土壤 C、N、P含量
逐渐降低;随着林龄的增加,土壤 C、N、P 含量逐渐
得到恢复,这一研究结果与大部分研究结果相一致.
Paul等[5]综合分析了全球 200 多个研究地点草地或
农田造林对土壤有机碳储量的影响,结果发现,造林
最初 5 年间,0 ~ 10 cm土壤有机碳储量每年下降约
3郾 4% ;造林 5 年后,土壤有机碳开始逐渐积累,随着
林分年龄的增加,土壤有机碳储量得以逐渐恢复,甚
至高于造林前的水平. Mendham等[22]对澳大利亚西
南地区 10 对草地和桉树(Eucalyptus globulus)人工
林土壤 C、N 含量进行了研究,结果发现,草地转变
为林地后,土壤 C 和 N含量下降.造林初期,通过凋
落物、根系等途径输入到土壤的有机物质较少,土壤
有机碳含量不断下降;随着林龄的增加,土壤有机碳
输入不断增加,土壤有机碳含量得到逐渐恢复[3,23] .
造林后土壤有机碳储量动态过程受到气候、土壤、树
种和管理措施等的影响[5,24] . 例如,Vesterdal 等[25]
研究表明,草地造林 5 ~ 10 年后,土壤有机碳储量能
够恢复到造林前水平. 然而,Thuille 和 Schulze[26]发
现,造林后需要大约 80 年的时间才能够恢复到造林
前的水平.本研究发现,30 年生樟子松人工林土壤
C和 N含量就能够恢复到造林前草地水平;而土壤
818 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
P含量依然显著低于草地. 可见,草地造林对土壤
C、N、P含量的动态影响不同. 草地造林后,土壤 C /
N比值逐渐增加,表明造林后土壤 N 元素损失更加
严重.其原因可能是由于木本植物对土壤 N 和 P 吸
收和利用较草本植物多[8] . 此外,造林后输入土壤
的有机物质 C / N比值也发生了变化[3] .
在科尔沁地区,草地造林能够影响土壤无机 N
存在形式和土壤 C 矿化速率.在 2006 年,草地营造
樟子松人工林后,土壤铵态氮含量逐渐增加,而土壤
硝态氮含量逐渐下降,表明造林导致土壤无机 N 存
在形式的比例逐渐发生变化. Mendham等[22]研究也
发现,在澳大利亚西南地区,草地转变为桉树人工林
后,土壤中铵态氮通过硝化作用转变为硝态氮的量
相对较低. 胡亚林等[14]对科尔沁沙地草地和 32 年
生樟子松人工林土壤无机 N 含量季节动态的研究
发现,不同季节 32 年生樟子松人工林土壤铵态氮含
量均高于草地,而土壤硝态氮含量低于草地.而 Far鄄
ley和 Kelly[27]研究厄瓜多尔中北部地区草地转变
为辐射松人工林对土壤养分状况影响时发现,草地
转变为林地后,土壤铵态氮含量迅速下降,而土壤硝
态氮含量逐渐增加.土地利用 /土地覆盖变化后,土
壤环境因子、无机 N吸收形式和效率以及转化过程
等均发生改变,从而导致草地造林后土壤无机 N 含
量和存在形式的比例发生变化[14,27] .
木本植物侵入草地后,土壤 C 矿化速率下降,
有利于增加土壤固碳潜力[28] .然而,Don 等[23]研究
发现,草地造林初期,由于造林过程中整地措施的干
扰,导致土壤 C 矿化速率增加. Menyailo 等[29]研究
发现,在西班牙,草地造林对土壤基础呼吸和诱导呼
吸速率的影响不显著. 草地转变为林地后,土壤 C
矿化速率的变化受很多因素的影响.例如,Smith 和
Johnson[28]研究发现,木本植物侵入草地后,土壤温
度的改变是导致林地土壤呼吸速率下降的主要原
因,而土壤湿度、细根生物量和土壤微生物等的改变
对土壤呼吸速率的影响不明显. 从本研究两年的数
据可以看出,在科尔沁沙地,将草地转变为樟子松人
工林后,土壤 C 矿化速率随着林分年龄不同而有所
差异,其中 24 年生樟子松人工林土壤 C矿化速率最
高.这可能是导致其土壤有机碳含量较低的原因之
一.与草地相比,15 年生樟子松人工林土壤 C 矿化
速率较低,可能是由于造林初期土壤有机碳输入相
对较少.随着林分年龄的增加,通过根系和凋落物输
入土壤的有机碳量增加,导致土壤 C 矿化速率也相
应增加.同时,草地转变为樟子松能够改变土壤温
度、湿度等土壤环境因子,也能够影响土壤有机碳的
分解速率.关于草地造林后土壤 C 矿化速率的动态
变化以及机制,今后有必要进一步加强研究.
草地造林后,输入土壤的有机物质数量和质量
发生改变,从而导致土壤微生物量、群落结构和活性
发生相应变化[30-31] . 本研究发现,草地造林导致土
壤微生物生物量 C 含量显著降低,随着林龄的增
加,土壤微生物生物量 C 含量逐渐增加. 草地转变
为樟子松人工林后,土壤有机碳含量的动态特征可
能是导致土壤微生物量 C 含量发生改变的原因之
一.这一研究结果与 Macdonald 等[31]的研究相一
致.后者在研究新西兰地区草地转变为辐射松对土
壤微生物的影响时发现,草地造林后,由于土壤有机
碳含量降低,土壤微生物生物量 C含量相应下降.
土壤转化酶能够参与土壤 C 的循环过程,为土
壤微生物提供能量物质[32] . 土壤转化酶活性的增
加,能够提高土壤中易溶性营养物质[19] . 根据 2006
年观测数据,草地造林后土壤转化酶活性下降,可见
草地转变为樟子松人工林可能导致土壤有机碳的转
化效率降低,土壤中微生物可利用性有机物质含量
下降. Liao等[30]也研究发现,草地转变为林地过程
中,土壤有机质的生物有效性逐渐下降.土壤过氧化
氢酶能够促进土壤中过氧化氢类物质的分解,有利
于防止该类物质对土壤微生物体的毒害作用[19] .本
研究两年的数据均发现,科尔沁沙地草地转变为樟
子松人工林后,随着林龄的增加,土壤过氧化氢酶活
性逐渐增加.可见草地造林有可能导致土壤中过氧
化氢类毒害物质含量增加,从而抑制土壤微生物量
和活性.不同年份土壤脲酶和过氧化氢酶活性差异
较大,说明土壤酶活性等土壤生化活性指标受到年
际变化的影响.
综上可见,在科尔沁沙地,草地营造樟子松人工
林能够显著影响土壤化学和生物学性状. 草地造林
后,由于生态系统植被组成的改变,土壤有机碳数量
和质量发生变化,进而导致土壤 N、P 养分含量、无
机 N含量、土壤 C 矿化速率、微生物生物量 C 含量
以及土壤酶活性等指标发生显著改变.目前,有关草
地造林对土壤生态过程动态影响及其机制的了解仍
然有限,今后有必要进一步加强相关方面的研究.
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作者简介摇 刘云霞,女,1982 年生,硕士研究生. 主要从事森
林土壤微生物生态学研究. E鄄mail: liuyunxia99@ 163. com
责任编辑摇 李凤琴
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