1 引言(Introduction)

土地利用方式/覆被转换是陆生生态系统碳素循环的重要驱动因子, 植被残体、根系分泌物的质和量以及微生物的组成等都会因土地覆盖的变化而产生改变, 从而影响着土壤碳的固定和转化过程(Wiesmeier et al, 2012; 张帅等, 2015; 辜翔等, 2016).土壤碳库即使是微小的变化也会影响全球碳循环和大气碳浓度(Fujisaki et al., 2015).由于土壤有机碳是一种复杂的有机异质体, 包含了许多活性和功能不同的组分, 其总量的变化难以直接和快速地反映土壤质量的变化(董扬红等, 2015).因此, 将有机碳进行分组研究是探讨土壤碳库变化的有效方法(Guimarães et al., 2013; 佟小刚等, 2016).众多研究(Lacostea et al., 2015; 罗珠珠等, 2016)指出, 土地利用/覆被变化对土壤有机碳的影响主要体现在分解相对较快、有效性较高的活性有机碳组分, 包括颗粒有机碳(POC)、微生物量碳(MBC)、水溶性有机碳(WSOC)、可矿化有机碳(MOC)等.活性有机碳与土壤生物化学循环密切相关, 可为微生物的生长发育提供物质基础和能源保障, 其变化对土壤自身肥力保持及碳库的平衡影响也较大(董扬红等, 2015; 辜翔等, 2016).活性有机碳虽占土壤有机碳的比例小, 但它对外界条件改变的响应更敏锐(Wang et al., 2012; 董扬红等, 2015), 已成为判断土地利用方式/覆被转变下土壤质量和有机质变化方向的重要指标(谭桂霞等, 2014).

目前, 关于土地利用方式/覆被变化后土壤活性有机碳库变化的研究较为成熟, 但多集中于退耕还林(草)地(Rovira et al., 2010; Harper et al., 2012).退耕植茶是川西低山丘陵区响应国家退耕还林建设的重要措施.前期研究表明, 退耕植茶导致pH、N、P、K等土壤理化性质指标发生变化, 并引起土壤结构和功能的变化(Li et al., 2015; Wang et al., 2017; 王晟强等, 2013), 而土壤活性碳库如何响应退耕植茶工程尚不清楚, 有待进一步研究.因此, 本文以川西低山丘陵区不同退耕植茶年限的茶园为对象, 探讨植茶对土壤活性有机碳组分的影响, 以期为评价区域退耕植茶地土壤质量的演变提供理论指导.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况

研究区位于四川省雅安市名山区中峰乡万亩生态茶园, 属四川农业大学教学科研园区.该区年平均气温15.4 ℃, 年降雨量在1500 mm左右, 属亚热带季风性湿润气候, 土壤类型为第四纪老冲积物发育而成的黄壤.在自然条件与经济因素的驱动下, 该区茶树品种不断更新, 福鼎大白茶因其高品质和经济、生态效益而逐步成为该区近年来的主栽品种.

茶树种植实行双行单株错株条植, 株距为(16±4) cm, 种植密度为大行距(150±15) cm, 小行距(35±15) cm.茶园以猪圈肥和K₂SO₄型复合肥(质量比N:P₂O₅:K₂O = 20:8:8)为基肥, 在10月中旬, 沿树冠边缘垂直下方开沟, 依次施入复合肥(750 kg·hm^-2)和猪圈肥(15000 kg·hm^-2), 覆土；追肥于次年2月、5月和7月采茶后进行, 追施复合肥(1000 kg·hm^-2)和尿素(500 kg·hm^-2).茶树在每年秋茶采摘后进行轻修剪, 剪去树冠面上的突出枝条和树冠表层3~10 cm枝叶, 归还于土壤.

2.2 土样采集

选择不同种植年限(2~3年, 9~10年, 16~17年)的茶园为采样对象, 所有样地的地质条件、管理措施均较为一致, 同时以邻近撂荒地作为对照(CK), 样地基本情况如表 1所示.在每一样地中布设5个15 m × 15 m的典型样方, 每个样方中按多点混合采样法, 分层(0~10、10~20和20~40 cm)采样, 分别采集5个土样混合.同时, 利用环刀(100 cm³)分层取土用于测定土壤容重等.

2.3 测定项目及方法

土壤颗粒有机碳采用Cambardella and Elliott(1993)的方法测定；微生物量碳采用Vance等(1987)的熏蒸-浸提法测定；水溶性有机碳采用Jones and Willett (2006)的方法测定；可矿化有机碳采用密闭培养碱液吸收法测定(黄宗胜等, 2012).土壤容重、有机碳和pH等采用常规方法测定(鲁如坤等, 2000).

2.4 数据处理

采用Excel 2016对数据进行整理, DPS (11.0)软件进行统计分析, 采用最小显著极差法(LSD法)进行多重比较；图表制作采用Excel 2016和Origin 9.0.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 土壤POC含量及其分配比例

各土层POC含量随退耕植茶时间推移的变化情况如图 1a所示.0~10 cm土层, 退耕植茶后, POC含量呈现出“先降低、而后升高、再趋于稳定”的趋势, 相较于撂荒地, 土壤POC含量在RT 2~3显著降低38.64%, 而在RT 9~10和RT 16~17分别上升了39.89%和45.79%.10~20 cm土层, RT 9~10显著高于其余样地.20~40 cm土层, POC含量在各植茶地间无显著差异.就土层而言, POC含量总体表现为0~10、10~20高于20~40 cm土层.

土壤POC分配比例随植茶年限的变化趋势如图 1b所示.0~10 cm土层, 与撂荒地相比, RT 2~3土壤POC分配比例无显著变化, 而在RT 9~10和RT 16~17分别增加71.09%和37.34%；10~20 cm土层, RT 9~10土壤POC的比例显著高于其余样地；20~40 cm土层, 土壤POC比例在各样地间差异不显著.就土层而言, 退耕植茶后, POC比例总体表现为0~10、10~20高于20~40 cm土层.

3.2 土壤MBC含量及微生物熵

各土层MBC含量随植茶时间的变化情况如图 2a所示.0~10 cm土层, 相较于撂荒地, RT 2~3土壤MBC含量显著降低13.57%, RT 9~10和RT 16~17分别增加5.50%和29.00%；10~20 cm土层, 与撂荒地相比, RT 2~3土壤MBC含量无显著变化, RT 9~10和RT 16~17土壤MBC含量分别显著增加30.88%和36.41%；20~40 cm土层, 随植茶时间的推移, 土壤MBC含量逐渐升高.就土层而言, 各样地土壤MBC含量整体体现出随土层的下降逐渐降低的趋势, 20~40 cm土层较低.

各土层微生物熵随植茶时间的变化情况如图 2b所示.0~10 cm土层, 随植茶时间的推移, 土壤微生物熵表现为先增加、后趋于稳定的趋势, 与撂荒地相比, RT 2~3、RT 9~10和RT 16~17分别增加11.19%、29.13%和22.07%；10~20 cm土层, 相较于撂荒地, 微生物熵在RT 2~3无显著变化, 在RT 9~10和RT 16~17中显著升高, 分别升高了37.86%和49.07%；20~40 cm土层, 土壤微生物熵在植茶后显著高于撂荒地, 而在各植茶地间差异不显著.随土层的加深, 撂荒地土壤微生物熵呈现出降低趋势, 退耕植茶后, 土壤微生物熵在土层间无显著差异.

3.3 土壤WSOC含量及其分配比例

各土层WSOC含量随植茶时间的变化情况如图 3a所示.随植茶时间的推移, 各土层土壤WSOC含量均呈先降低、再增加的趋势.0~10 cm土层, 与撂荒地相比, 土壤WSOC含量在RT 2~3显著降低了27.04%, 在RT 9~10无显著差异, 而在RT 16~17中显著升高了4.66%；10~20 cm土层, 土壤WSOC仅在RT 16~17中显著高于撂荒地, 较撂荒地增加了3.05%；20~40 cm土层, 随植茶年限的延长, 土壤WSOC含量的变化趋势与10~20 cm土层较为相似.随土层的加深, 土壤WSOC含量总体表现为逐渐降低的趋势.

土壤WSOC分配比例随植茶年限的变化趋势如图 3b所示.0~10 cm土层, 退耕植茶后, 土壤WSOC分配比例增加, 其中, RT 9~10和RT 16~17分别较撂荒地升高了23.03%和8.99%；10~20 cm和20~40 cm土层, 随植茶时间的推移, 土壤WSOC比例表现为“降低-升高-趋于稳定”的变化趋势.就土层而言, 撂荒地土壤WSOC比例在各土层间无显著差异, 退耕植茶后, 土壤WSOC比例整体表现为随土层的加深而降低.

3.4 土壤MOC含量及其矿化率

各土层土壤MOC含量随植茶时间的变化情况如图 4a所示.相较于撂荒地, 退耕植茶后各土层土壤MOC含量显著降低.0~10 cm土层, 与撂荒地相比, 土壤MOC含量在RT 2~3、RT 9~10和RT 16~17分别降低了35.25%、23.89%和16.87%；10~20 cm土层, 与撂荒地相比, 土壤MOC含量在RT 2~3、RT 9~10和RT 16~17分别降低了32.31%、13.09%和23.22%；20~40 cm土层, 与撂荒地相比, 土壤MOC含量在RT 2~3、RT 9~10和RT 16~17分别降低了36.43%、28.79%和30.76%.土壤MOC含量总体表现为随土层的加深逐渐降低.

如图 4b所示, 土壤有机碳矿化率随植茶年限的变化趋势与MOC含量的变化较为相似, 相较于撂荒地, 退耕植茶后各土层土壤有机碳矿化率显著降低；退耕后, 随植茶时间的增长, 有机碳矿化率呈现出“增加-降低”的趋势, RT 9~10土壤有机碳矿化率较高.各样地土壤有机碳矿化率在各土层间无明显变化.

4 讨论(Discussion) 4.1 土壤活性有机碳含量的变化特征

相对于总有机碳, 土壤颗粒有机碳的周转速率较快, 能够快速有效地反映土壤质量的变化(张雪等, 2016).本研究中, 表层土壤颗粒有机碳含量在退耕初期显著下降, 这是由于植茶初期, 人为管理的影响使表层土壤团聚体遭到一定程度的破坏, 导致土壤颗粒有机碳暴露而被加速分解(吴秀坤等, 2013).土壤中动、植物残体和根系是颗粒有机碳的主要来源, 因此, 枯落物、动物残体的输入和根系分布的改变会导致表层土壤颗粒有机碳含量的迅速改变(龚伟等, 2008).本研究中, 随植茶时间的推移, 输入到地表的物质增多, 同时, 茶园施肥、翻耕等措施也主要集中在表层土壤, 导致颗粒有机碳含量在上层土壤中显著高于撂荒地, 而20~40 cm土层所接收的动植物残体较少, 主要依靠根系的分解, 其颗粒有机碳含量变幅较小, 与已有研究结果相似(Yang et al., 2009; 王义祥等, 2014; 王峰等, 2014).

土壤有机碳中最具生物活性的微生物量碳也常被用于反映土壤肥力, 其含量不仅与土壤有机碳总量有关, 还与植被覆盖度、凋落物及根系等密切相关(赵彤等, 2013; 董扬红等, 2015), 反映了陆地生态系统的基质基础和物质循环情况(朱丽琴等, 2017).俞慎等(2003)研究指出, 幼年茶树可刺激土壤微生物的生长发育, 但在本研究中, 植茶初期输入到地表的植物残体较少, 无法为生物活动提供充足基质, 导致微生物量碳含量降低(Yang et al., 2012)；而随植茶年限的增加, 地表覆盖增加, 为微生物活动提供了物质保障的同时也改善了土壤水分条件, 更利于微生物活动(李太魁等, 2013)；此外, 茶园多年有机肥的施入也为土壤微生物的繁殖带来了大量碳源, 从而使微生物数量增加, 土壤微生物量碳升高.

土壤水溶性有机碳主要来源于植物枯落物、根系分泌物及动物代谢等, 是微生物活动的重要物质条件和能量来源, 易受土壤淋溶作用的影响(董扬红等, 2015; 黄荣珍等, 2017).退耕植茶初期(RT 2~3)土壤水溶性有机碳含量的下降, 且其变幅明显高于颗粒有机碳和微生物量碳, 这可能与研究区降雨量较多有关, 且植茶初期土壤表层枯落物较少, 有机碳来源少, 同时植被覆盖度较低, 地表裸露不利于有机碳的保护, 此外还有人为扰动的影响, 促进了有机碳的消耗, 使得水溶性有机碳含量有所下降.随着植茶时间的推移, 茶园植被覆盖度逐渐增加, 园内环境得到改善, 一定程度上阻碍了有机碳随水流失, 利于水溶性有机碳的积累, 且表层土壤水溶性有机碳变化幅度高于深层土壤.此外, 有学者指出, 土壤水溶性有机碳与土壤pH呈负相关(Andersson et al., 2000; 李玲等, 2012; 肖好燕等, 2016).本研究中, pH随退耕植茶时间的推移逐渐降低, 低pH环境下, 微生物数量和活性较低, 同时, pH降低可促进水溶性有机碳与铝离子等的络合, 增强其拮抗力(Kemmitt et al., 2006).

土壤碳矿化是陆地生态系统与大气环境碳素循环的途径之一(王丹等, 2013).植茶初期土壤可矿化有机碳含量较低是由于输入到土壤中的有机物质较少所致；连续植茶后(RT 9~10), 归还至土壤的枯落物量增加, 进而增加了可矿化有机碳数量；同时, 氮肥(尿素)的施入可在一定程度上促进有机碳的矿化和周转(陈玉真等, 2014)；植茶16~17年后, 土壤C/N值增大, 降低了微生物活动, 有机碳矿化作用减弱.值得注意的是, 退耕植茶16~17年后, 总有机碳含量显著高于撂荒地, 但其可矿化有机碳却显著低于撂荒地, 陈玉真等(2014)指出, 有机碳含量的升高可促使其与土壤黏土矿物和阳离子等形成稳定的有机无机复合物, 增强有机碳的稳定性, 这也反映出研究区撂荒地有机碳分解和矿化作用强于茶园土壤, 退耕达到一定年限后(16~17年), 植茶体现出了一定的碳汇效应.此外, 不同地区、不同土壤类型的茶园土壤有机碳含量及微生物活性存在较大差异, 进而影响茶园土壤有机碳矿化过程, 相比于养分含量及其有效性较低的红壤, 黄壤稳定性更强, 更有利于土壤有机碳的保持, 有机碳矿化进程相对较慢(王峰等, 2014).

4.2 土壤活性有机碳分配比例的差异

土壤颗粒有机碳在总有机碳中的分配比例常用于反映有机碳的潜在活性(Wang et al., 2012).本研究中, 随退耕植茶时间的推移, 表层土壤颗粒有机碳的比例在植茶9~10年时较高, 这是由于植茶在一定程度上提高了土壤孔隙度, 改善了微生物活动的条件, 故土壤有机碳活性较强；植茶16~17年后, 土壤有机碳活性下降, 土壤有机碳库的稳定性增强.而20~40 cm土层, 受退耕植茶的影响较小, 更有利于有机碳的积累.植茶9~10年后, 深层土壤颗粒有机碳分配比例显著低于表层土壤, 说明退耕植茶地深层土壤具有更大的固持碳潜力, 刘杨等(2012)在对农田土壤固碳的研究中也有类似结果.

土壤微生物量碳的分配比例被称为微生物熵, 其值越高, 说明微生物对土壤碳库的利用效率越高(Yang et al., 2012; Laudicina et al., 2014).本研究中, 随着退耕植茶时间的推移, 各土层微生物熵逐渐增大, 在植茶9~10年后趋于稳定, 表明退耕植茶后茶树的定期修剪、有机肥的施入等措施促进了土壤微生物活性的增强和有机物质的分解、转化.而在长期茶树定植后, 土壤微生态环境会发生改变, 铝离子积累, 土壤酸化, 多酚、木质素等物质大量累积, 可在一定程度上抑制微生物的代谢(俞慎等, 2003).植茶地土壤微生物熵在土层间无明显变化, 微生物活性和分解速率在各土层相似, 这可能与土壤碳氮比有关, 本研究中, 各土层土壤碳氮比值差异较小.

随着植茶时间的推移, 土壤水溶性有机碳在总有机碳中的比例总体上在植茶9~10年时较高, 此时有机碳活性较高, 易随水流失.植茶16~17年后, 土壤水溶性有机碳比例有所降低, 表明长期植茶后, 植被覆盖的增加能够减小有机碳的流失风险.退耕植茶后, 随着土层的加深, 水溶性有机碳在总有机碳中的比例逐渐降低, 这与茶树凋落物和细根的分布特征有关(肖好燕等, 2016)；也有许多研究指出, 由于水溶性有机碳易随水流失而导致其比例随土层的加深逐渐增加(宇万太等, 2007; 朱丽琴等, 2017), 而退耕植茶地土壤有机碳库的周转速率随土层的加深呈下降趋势, 其深层土壤有机碳不易随水流失, 稳定性更强.

相关研究也表明, 茶树根层土壤基础呼吸与土壤有机碳及土壤微生物量碳密切相关, 有机碳的矿化与土壤微生物量碳间的关系最为密切(俞慎等, 2003), 但在本研究中, 植茶地土壤矿化率显著低于撂荒地, 植茶增强了土壤有机碳的稳定性, 且植茶16~17年后土壤矿化率显著低于其他植茶地, 这可能与凋落物性质相关, 植茶16~17年后, 表层土壤汇聚了大量的茶树凋落物, 茶叶中所含的大量酚类物质不利于微生物分解利用, 导致有机碳矿化分解速率下降(薛东等, 2007), 此外, 还有研究发现, 深层土壤以惰性有机碳为主, 微生物缺少充足的能量, 无法分泌更多的酶, 进而导致微生物碳源利用效率降低(张浩等, 2016).撂荒地土壤的矿化率在深层土壤中较高, 这可能是受土壤容重及含水量的影响较大(贾曼莉等, 2014).

5 结论(Conclusions)

1) 退耕植茶可提高土壤活性有机碳组分含量, 颗粒有机碳、微生物量碳和水溶性有机碳含量在植茶9~10年或16~17年显著高于撂荒地, 植茶16~17年后, 土壤可矿化有机碳含量的减少体现出茶园土壤碳固持潜力, 退耕植茶工程实施16~17年后可提高研究区土壤质量.

2) 相比于撂荒地, 植茶16~17年后土壤颗粒有机碳、水溶性有机碳和可矿化有机碳分配比例均显著下降, 茶园土壤具有一定的潜在碳汇作用.退耕植茶后, 土壤活性有机碳在总有机碳中的比例总体表现为0~10 cm高于20~40 cm, 相较于表层土壤, 深层土壤碳库具有更强的稳定性.