導(dǎo)語(yǔ)：如何才能寫(xiě)好一篇土壤呼吸的意義，這就需要搜集整理更多的資料和文獻(xiàn)，歡迎閱讀由公務(wù)員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

篇1

關(guān)鍵詞：土壤呼吸；干旱半干旱區(qū)；環(huán)境因素；灌木群落；研究展望

中圖分類號(hào)：S154 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20161033219

前言

以全球氣候變暖為主題的氣候變化已經(jīng)得到了人們的廣泛關(guān)注，而對(duì)與其有著密切聯(lián)系的碳循環(huán)機(jī)制展開(kāi)研究已經(jīng)成為當(dāng)前生態(tài)學(xué)家的研究重點(diǎn)內(nèi)容。土壤呼吸作為陸地碳循環(huán)中的重要組成，是將土壤碳輸送至大氣中的主要途徑。

1 土壤呼吸概述

土壤呼吸是指土壤中二氧化碳隨著濃度梯度的不同，由土壤內(nèi)部不斷向大氣中進(jìn)行擴(kuò)散的過(guò)程，二氧化碳是由微生物呼吸以及根系呼吸所產(chǎn)生，可以在一定程度上對(duì)微生物活性以及土壤的物質(zhì)代謝能力有所反應(yīng)，同時(shí)也是土壤質(zhì)量和肥力的重要指標(biāo)。該指標(biāo)和土壤的濕度、結(jié)構(gòu)、溫度、質(zhì)地、植被生物量等有著密切關(guān)系。而干旱地區(qū)降水稀少、植被覆蓋率低、土壤肥力低，因此土壤呼吸強(qiáng)度和變化規(guī)律主要受到水分和土壤碳源等的限制[1]。

2 非生物因子

影響土壤呼吸的非生物因子主要包括溫度、土壤水分、降水以及土壤質(zhì)地和有機(jī)質(zhì)等。其中溫度作為調(diào)節(jié)與控制眾多生態(tài)學(xué)過(guò)程一個(gè)重要因素，同時(shí)也是對(duì)土壤呼吸有著決定性的影響因子。通過(guò)大量的研究結(jié)果表明，在一定的溫度條件內(nèi)，土壤溫度和呼吸強(qiáng)度存在明顯的正相關(guān)，而且溫度是與其他因子一同作用于土壤呼吸。土壤水分則是對(duì)二氧化碳通量有所影響的重要因素，對(duì)與土壤呼吸有著緊密聯(lián)系的植被生長(zhǎng)、根系的分布以及微生物活性等起著控制作用，大量的研究結(jié)果顯示，土壤呼吸由于水分造成的影響有著不確定性和復(fù)雜性，生態(tài)系統(tǒng)的不同直接導(dǎo)致土壤水分和呼吸間存在著不相關(guān)、正相關(guān)以及負(fù)相關(guān)關(guān)系。目前，溫度和水分協(xié)同作用也得到了愈來(lái)愈多的重視，在較干旱區(qū)域，土壤呼吸通常受到水分與溫度的共同作用。諸多研究結(jié)果顯示，干旱半干旱生態(tài)系統(tǒng)，即便是極少的降水也會(huì)對(duì)土壤生化造成極大的影響，降水可以對(duì)土壤中微生物活性產(chǎn)生極大的促進(jìn)作用，從而使土壤呼吸速率得到極大的提高。在土壤和大氣間的碳循環(huán)中，有機(jī)質(zhì)分解和植被呼吸產(chǎn)生的碳是支撐該系統(tǒng)碳循環(huán)主要的變量，研究結(jié)果顯示，土壤呼吸和土壤組成有著密切關(guān)系，不同有機(jī)質(zhì)成分對(duì)土壤呼吸有著明顯的不同[2]。

3 生物因子

植物光合作用會(huì)促進(jìn)土壤呼吸，植被生物量和土壤呼吸呈現(xiàn)密切的正相關(guān)，光合作用是進(jìn)行碳儲(chǔ)存與循環(huán)控制的重要因素。土壤微生物受環(huán)境影響較大，外界環(huán)境的微小變化對(duì)微生物在數(shù)量與活性上均會(huì)造成極大的改變，而且溫度和水分也會(huì)對(duì)微生物活性造成很大的影響。葉面積指數(shù)作為顯示植被光合能力的一個(gè)重要的指標(biāo)，其和土壤呼吸有著極為密切的關(guān)系，二氧化碳日通量平均值和葉面積指數(shù)以及生物量變化趨勢(shì)呈現(xiàn)一致性，并存在著明顯的正相關(guān)。此外，草地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)存在的凋落物具有緩解土壤二氧化碳排放的作用[3]。

4 結(jié)語(yǔ)

綜上所述，通過(guò)對(duì)土壤呼吸的影響因素加以分析，可以對(duì)全球氣候變暖的控制有所幫助，對(duì)今后改善氣候環(huán)境有著極為重要的意義。而干旱半干旱區(qū)又是陸地生態(tài)中極為重要的組成部分，占據(jù)著陸地表面面積的40%以上，同時(shí)，干旱半干旱區(qū)還是一種極為脆弱的生態(tài)環(huán)境，通過(guò)研究干旱半干旱土壤呼吸對(duì)氣候變化機(jī)制的影響，以及對(duì)碳元素收支平衡的估計(jì)，可以更加清楚地了解碳元素在生態(tài)系統(tǒng)中的循環(huán)過(guò)程，同時(shí)對(duì)揭示失蹤碳匯的疑問(wèn)也有著極為重要的幫助作用。

參考文獻(xiàn)

[1]鄒慧，高光耀，傅伯杰.干旱半干旱草地生態(tài)系統(tǒng)與土壤水分關(guān)系研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，11（11）：3127-3136.

篇2

1．1試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)區(qū)位于河北省深州市太古莊鄉(xiāng)高趙圈村（N38°01′，E115°32′），屬典型海河低平原區(qū)，是“十二五”國(guó)家糧食豐產(chǎn)科技工程核心試驗(yàn)區(qū)。土壤為粘性壤土，180cm土體不同層次容重為1．3～1．6g／cm3；耕層全氮含量1．2g／kg，堿解氮含量66．7mg／kg，速效磷含量24．1mg／kg，速效鉀含量122．4mg／kg，有機(jī)質(zhì)含量14．7g／kg，鹽分質(zhì)量分?jǐn)?shù)1．1g／kg。2011－2012年小麥生長(zhǎng)季降雨62．8mm，2012－2013年小麥生長(zhǎng)季降雨量122．2mm。

1．2試驗(yàn)設(shè)計(jì)

2011－2013年冬小麥生長(zhǎng)季進(jìn)行，共設(shè)旋耕（RT）、深松（SRT）、深耕（MRT）3種耕作方式處理，每處理3次重復(fù)，小區(qū)面積60m2，隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)：（1）旋耕，前茬玉米秸稈全部粉碎還田撒施底肥1GN－180型大型旋耕機(jī)旋耕2遍（深度15cm）耙地2遍機(jī)播。（2）深松，前茬玉米秸稈全部粉碎還田撒施底肥2FS型深松旋耕一體機(jī)作業(yè)1遍（深松深度30cm，旋耕深度15cm）耙地2遍機(jī)播。（3）深耕，前茬玉米秸稈全部粉碎還田撒施底肥1L－525鏵式犁耕翻（深度20cm）旋耕機(jī)旋耕1遍（深度15cm）耙地2遍機(jī)播。供試小麥品種為良星99（冀審麥2004007號(hào)）。播前底肥施純氮240kg／hm2，P2O5112．5kg／hm2，K2O112．5kg／hm2，小麥10月10日趁墑播種，基本苗密度為3．15×106株／hm2，2個(gè)年度均只在春季灌水2次，每次灌量82．5mm，時(shí)間分別為2012年4月6日和5月1日、2013年4月7日和5月2日，隨春季第1次灌水追施純氮135kg／hm2，6月15日收獲。

1．3試驗(yàn)方法

10月15日開(kāi)始，每隔1個(gè)月，分0－5cm，5－10cm，10－20cm，20－30cm，30－40cm5個(gè)層次采集原狀土樣，采用環(huán)刀法［7］測(cè)定土壤容重，計(jì)算0－10cm，10－20cm和20－40cm土層平均容重。土壤總孔隙度計(jì)算公式為：Rt＝（1－RS／DS）×100。式中：Rt為總孔隙度（％）；RS為容重（g／cm3）；DS為比重（g／cm3）。于冬小麥播前和收獲后，按五點(diǎn)取樣法采集土樣，用平板表面涂抹法對(duì)樣品中的真菌、細(xì)菌和放線菌進(jìn)行分離計(jì)數(shù)。分離真菌采用馬丁氏培養(yǎng)基，每10ml培養(yǎng)基加入0．03％鏈霉素溶液1ml（含鏈霉素30μg／ml）；分離細(xì)菌采用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基；分離放線菌采用高氏Ⅰ號(hào)培養(yǎng)基。其中馬丁氏培養(yǎng)基和高氏Ⅰ號(hào)培養(yǎng)基平皿倒置于28℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)4d計(jì)數(shù)；牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基平皿倒置于37℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)3d計(jì)數(shù)。在播種－返青、返青－抽穗、抽穗－成熟期3個(gè)階段，按五點(diǎn)取樣法采集土壤樣品，每階段采集3次，測(cè)定相關(guān)酶活性、養(yǎng)分和有機(jī)碳含量。土壤堿解氮測(cè)定采用堿解擴(kuò)散法，速效磷測(cè)定采用碳酸氫鈉浸提－鉬銻抗比色法，速效鉀測(cè)定采用乙酸銨浸提－火焰光度法，有機(jī)質(zhì)測(cè)定采用重鉻酸鉀容量法－磷酸浴法［1］；土壤脲酶（UE）活性測(cè)定采用靛酚比色法，堿性磷酸酶（ALP）活性采用磷酸苯二鈉比色法，過(guò)氧化氫酶（CAT）活性采用高錳酸鉀滴定法［8］，土壤多酚氧化酶（PPO）活性采用鄰苯三酚比色法［9］；土壤有機(jī)碳（SOC）含量測(cè)定采用重鉻酸鉀容量法；土壤微生物量碳（SMBC）含量測(cè)定采用氯仿熏蒸－K2SO4浸提法，SMBC＝Ec／KEC。式中：Ec為熏蒸和未熏蒸土壤K2SO4浸提液的碳含量差值（mg／kg）；KEC為轉(zhuǎn)換系數(shù)，取值0．38［10－11］。土壤呼吸速率測(cè)定采用動(dòng)態(tài)密閉氣室法［12］，測(cè)定儀器為L(zhǎng)i－6400（Licor，USA）。土壤含水量采用德國(guó)IMKO公司生產(chǎn)的TRIME－PICO型便攜式水分測(cè)定儀（TDR）測(cè)定。土壤溫度測(cè)定采用HL20型自動(dòng)氣象數(shù)據(jù)采集器（錦州陽(yáng)光氣象儀器公司生產(chǎn)）。每小區(qū)布設(shè)8個(gè)溫度感應(yīng)器，感應(yīng)器埋深10cm。播種后，間隔5～7d測(cè)定1次0－180cm土層體積含水量，每20cm測(cè)定1次，雨后加測(cè)；溫度采集器采集周期設(shè)定為1h。

1．4數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

對(duì)2011－2013年2個(gè)生長(zhǎng)季試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行巴特勒檢驗(yàn)（Bartletttest），趨勢(shì)相同數(shù)據(jù)取平均值分析。相關(guān)數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS12．0和DPS7．05軟件；用Excel2010軟件作圖。

2結(jié)果與分析

2．1不同耕作方式下土壤容重與孔隙度

播種至11月上旬各處理0－10cm土層呈現(xiàn)容重大幅度上升、孔隙度明顯下降趨勢(shì)。11月中旬到次年3月中旬，各處理土壤容重緩慢下降、孔隙度則緩慢上升。播種至4月上旬灌溉春一水前，旋耕、深松和深耕處理容重分別上升6．1％，5．2％和7．3％，孔隙度分別下降4．8％，4．1％和5．3％。此階段，深耕處理容重最低，孔隙度最大，深松處理和旋耕處理無(wú)顯著差異。春季灌水和降雨的疊加效應(yīng)是各處理土壤容重均出現(xiàn)大幅度上升，總孔隙度大幅下降。通過(guò)回歸模擬，春一水灌溉后30d，旋耕、深松和深耕處理容重分別上升7．4％，6．6％和8．5％，總孔隙度分別下降6．5％，5．8％和7％。5月份以后，各處理物理性狀基本趨于穩(wěn)定，至成熟期處理間差異不顯著。10－20cm土層各處理容重與孔隙度變化趨勢(shì)與0－10cm相似，但變化幅度較小。在該層深松和深耕處理總孔隙度顯著高于旋耕處理，而容重則低于旋耕處理。20－40cm土層，通過(guò)多元方程模擬發(fā)現(xiàn)，土壤總孔隙度隨時(shí)間推移緩慢下降，容重則緩慢升高。播種至灌溉春二水，深松處理孔隙度最高，容重最低。隨后深處理間差異逐步縮小，至生長(zhǎng)季結(jié)束差異不顯著。進(jìn)一步分析圖1發(fā)現(xiàn)，灌溉春二水后，0－20cm土層各處理容重出現(xiàn)小幅下降，孔隙度小幅提高。推測(cè)可能與土壤溫度升高加速玉米秸稈腐解有關(guān)。

2．2不同土壤耕作方式下土壤水熱狀況和呼吸速率

2．2．1土壤水分狀況由圖2可知，播種至返青期，40cm以上土層，旋耕處理含水量最高，為23．8％，分別比深松和深耕處理高3．9％和8．2％；40－80cm土層，深松處理含水量最高，為26．3％，分別比旋耕和深耕處理高10．5％和4．0％。返青至抽穗期，0－20cm土層含水量表現(xiàn)為旋耕＞深松＞深耕，20－100cm土層深松處理含水量最高，為25．7％，旋耕和深耕處理分別為24．2％和23．4％；各處理100cm以下土層含水量無(wú)顯著差異。抽穗至成熟期，2011－2012年各處理0－20cm土壤含水量差異不明顯，20－120cm土層深松處理含水量顯著高于另兩處理。2012－2013年，20－120cm土壤含水量變化規(guī)律與上一年度相似，但旋耕處理0－20cm土壤含水量明顯較高，可能與當(dāng)年小麥開(kāi)花后降雨量較多（46．6mm）有關(guān)。2．2．2土壤呼吸速率及其與10cm地溫的相關(guān)性土壤呼吸是土壤碳庫(kù)向大氣碳庫(kù)輸入碳的主要途徑，土壤碳庫(kù)的變化將對(duì)大氣圈CO2濃度產(chǎn)生明顯影響。由圖3可知，小麥越冬前，深耕處理土壤呼吸速率最高，峰值為2．9μmolCO2／（m2·s），分別比深松和免耕處理高5．5％和11．5％。越冬期各處理土壤呼吸速率均快速下降，處理間差異不顯著。返青后各處理土壤呼吸速率均快速上升，至孕穗期均達(dá)到第二個(gè)峰值，此時(shí)深耕處理最高為3μmolCO2／（m2·s），比深松和免耕處理分別高7．1％和11．1％。另外，土壤不同耕作方式也明顯影響到麥田土壤溫度。小麥播種至越冬，旋耕處理10cm土壤平均溫度為9．2℃，深松和深耕處理分別為8．9℃和8．3℃。越冬期，旋耕、深松和深耕處理土壤溫度分別下降10．7，10．7，10．9℃。返青后深耕處理上升最快，深松處理其次，旋耕處理相對(duì)平緩。拔節(jié)至成熟期，深耕處理10cm土壤平均溫度為23．6℃和22．3℃，分別比旋耕處理高5．8％和2．8％。說(shuō)明深耕和深松均有利于提高春季地溫。另外，通過(guò)對(duì)不同耕作方式下麥田10cm深度土壤平均溫度與土壤呼吸速率進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析（表1）發(fā)現(xiàn)，土壤呼吸速率與地溫呈顯著正相關(guān)。

2．3不同耕作方式對(duì)麥田土壤酶活性的影響

土壤酶是土壤生物過(guò)程的主要調(diào)節(jié)者，參與土壤環(huán)境的一切生化過(guò)程，與有機(jī)物質(zhì)分解、營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)等密切相關(guān)。由表2可知：①0－10cm土層，抽穗前不同處理麥田土壤脲酶（UE）和過(guò)氧化氫酶（CAT）活性均無(wú)顯著差異，抽穗后深松處理UE和CAT活性上升較快，并均顯著高于旋耕和深耕處理；10－20cm土層，返青前各處理UE和CAT活性差異不顯著，返青后處理間差異擴(kuò)大，深松處理UE和CAT活性最高，分別為0．3mg／（g·d）和2．99ml／（g·h）；20－40cm土層，返青前各處理UE和CAT活性無(wú)顯著差異，返青后深松處理2種酶活性均顯著高于其他處理。②0－10cm土層，小麥播種至抽穗階段，免耕和深耕處理土壤堿性磷酸酶（ALP）較高。抽穗后，深松處理土壤ALP活性明顯提高，為36．3g／kg，分別是旋耕處理和深耕處理的1．17倍和1．18倍。③10－20cm土層，小麥抽穗前深耕處理土壤多酚氧化酶（PPO）活性分別比免耕和深松處理提高78．9％和43．2％；抽穗后，深松處理土壤PPO活性最高，并顯著高于其他處理；20－40cm土層，小麥抽穗前各處理PPO活性無(wú)顯著差異，抽穗后深松處理PPO活性最高，分別比旋耕和深耕處理高78．6％和19．0％。

2．4不同耕作方式對(duì)麥田土壤養(yǎng)分的影響

0－10cm土層，旋耕處理堿解氮含量在小麥抽穗前較高，深耕處理則是在抽穗后較高。10－20cm和20－40cm土層，深松處理堿解氮含量始終最低，抽穗期僅為52．3mg／kg，分別為免耕和深耕處理的92％和79％；全生育期平均為46．1mg／kg，分別為免耕和深耕處理的77．1％和81．6％。0－10cm土層，旋耕處理速效磷含量最高，有“表層聚集”現(xiàn)象，全生育期平均含量37mg／kg，分別是深松和深耕處理的1．15倍和1．29倍；10－20cm土層，抽穗前旋耕處理速效磷含量最高；抽穗后處理間差異不顯著；20－40cm土層，深松處理速效磷含量最高。0－10cm土層，小麥抽穗前，旋耕處理土壤速效鉀含量最高，為106mg／kg，分別是深松處理和深耕處理的1．26倍和1．22倍；抽穗后，深耕處理土壤速效鉀含量最高。10－20cm土層，抽穗前，旋耕處理速效鉀含量也最高，抽穗后各處理無(wú)顯著差異。20－40cm土層，深松處理速效鉀含量最高。0－10cm和10－20cm土層，返青至抽穗階段，深耕處理有機(jī)質(zhì)含量較高，其他時(shí)期各處理無(wú)顯著差異。20－40cm土層中，返青前旋耕處理有機(jī)質(zhì)含量較高，深松處和深耕處理無(wú)顯著差異。返青后深松處理有機(jī)質(zhì)含量為12．28mg／kg，分別比深松和深耕處理高80％和74．6％。

2．5不同耕作方式對(duì)麥田土壤微生物與有機(jī)碳的影響

2．5．1真菌、細(xì)菌和放線菌數(shù)量由表4可知：①旋耕處理各層土壤真菌數(shù)量均呈下降趨勢(shì)，深松處理土壤真菌數(shù)量在各土層均為上升趨勢(shì)，而深耕處理則在0－20cm土層表現(xiàn)為下降，在20－40cm土層上升。2個(gè)生長(zhǎng)季深松處理土壤真菌數(shù)量平均增加69．9％。②旋耕處理土壤中細(xì)菌數(shù)量在0－20cm土層中表現(xiàn)為增加，而在20－40cm土層中則下降，深耕處理與旋耕處理相反。深松處理土壤細(xì)菌數(shù)量在各土層均表現(xiàn)為上升。2個(gè)生長(zhǎng)季深松處理細(xì)菌數(shù)量平均增加91．1％。③0－40cm土層，各處理放線菌數(shù)量均呈下降趨勢(shì)。其中，深耕處理放線菌數(shù)量下降最明顯，全生長(zhǎng)季平均下降31．5％。2．5．2土壤SMBC和SOC含量微生物量碳（SMBC）對(duì)土壤擾動(dòng)非常敏感，可反映土壤養(yǎng)分狀況、生物活性和微生物數(shù)量。由表5可知，0－10cm土層，深耕處理SMBC含量最低，為134．5mg／kg，分別均相當(dāng)于旋耕處理的84．9％。10－20cm土層，小麥播種至返青階段，深松處理SMBC含量最高；返青至抽穗階段，旋耕處理SMBC含量最高。深耕處理SMBC含量始終最低，全生育期平均僅為176．3mg／kg，分別僅相當(dāng)于旋耕處理和深松處理的77．7％和73．9％。這可能與深耕對(duì)土壤擾動(dòng)大，土壤團(tuán)聚體遭破壞，土壤呼吸速率和能量消耗加快有關(guān)。20－40cm土層，小麥抽穗期前，SMBC含量為旋耕處理＞深耕處理＞深松處理；抽穗后，深松和深耕處理無(wú)顯著差異，但均顯著高于旋耕處理?？傆袡C(jī)碳（SOC）是表征土壤肥力的重要指標(biāo)之一，影響著土壤滲透、抗蝕、持水和養(yǎng)分循環(huán)，協(xié)調(diào)土壤水、肥、氣、熱等［13］。0－10cm土層，深耕處理SOC含量最低，全生育期平均為9．4g／kg，分別相當(dāng)于旋耕和深松處理的91．9％和91．0％。10－20cm土層中，返青前，旋耕處理依然最高。返青后，深松和深耕處理SOC含量則呈明顯增長(zhǎng)趨勢(shì)。20－40cm土層中，返青前，旋耕處理SOC含量最高；返青后，深松處理SOC含量最高，為19．2g／kg，分別是旋耕處理和深耕處理的1．75倍和1．22倍。2．6不同耕作方式對(duì)小麥產(chǎn)量和水肥利用的影響由表6可知，2個(gè)生長(zhǎng)季深耕和旋耕處理總耗水量均較高，分別為430．3mm和430．9mm，深松處理僅為409．4mm，比旋耕和深耕節(jié)水6％；深松處理產(chǎn)量最高，平均為8550．0kg／hm2，分別比旋耕和深耕處理分別提高15．4％和6．9％，水分利用效率分別高22．7％和13．7％；深松處理N、P、K肥料偏生產(chǎn)力最高，其中N肥平均偏生產(chǎn)力為22．8kg／kg，分別比旋耕和深松處理高15．2％和6．5％。

3討論

3．1耕作方式改變對(duì)麥田土壤物理性狀與水熱狀況的影響

物理結(jié)構(gòu)、儲(chǔ)供水和熱量循環(huán)能力是耕地質(zhì)量的重要表征。研究顯示，長(zhǎng)期單一的土壤耕作方式均會(huì)影響土壤物理性狀，如長(zhǎng)期翻耕土壤失墑大，形成犁底層，影響土壤蓄水能力；長(zhǎng)期少、免耕，表層土壤體積質(zhì)量會(huì)增加、犁底層上移、耕層變淺。Milton等［14］報(bào)道免耕土壤總孔隙度較低。Borghei等［15］報(bào)道，多年免耕導(dǎo)致土壤壓實(shí)、容重增大、產(chǎn)量降低。Hou等［16］報(bào)道，與常規(guī)耕作方式相比，在夏閑期間，采用免耕與深松相互交替可提高0－20cm土層含水量3．9％～7．8％，而在作物生長(zhǎng)及季節(jié)則可提高8％～8．6％。Qin等報(bào)道，深松可增加降水入滲，提高土壤貯水能力。蘇衍濤等［18］報(bào)道，免耕在冬小麥越冬期表現(xiàn)增溫，活動(dòng)期表現(xiàn)降溫。本研究表明，深耕處理和深松處理分別有利于0－20cm和20－40cm土層土壤容重下降和土壤孔隙度增大。旋耕處理有利于表層土壤水分儲(chǔ)蓄，深松處理有利于20－120cm土層水分儲(chǔ)蓄。深耕有利于提高土壤溫度，分別比深松和旋耕高5．8％和8．8％。深松對(duì)土壤擾動(dòng)深度較大，可更好地儲(chǔ)蓄水分，這與前人的研究結(jié)果類似。深耕比深松可更有效提高土壤溫度，且溫度變幅更大，這與陳繼康等的研究結(jié)果相似。而深耕由于加深犁底層的同時(shí)，造成了表土大面積翻動(dòng)，破壞了團(tuán)粒結(jié)構(gòu)，實(shí)際并未對(duì)土體儲(chǔ)水起到更好的效果，所以頻繁深耕必然對(duì)耕地質(zhì)量產(chǎn)生較大影響，這也支持了前人的研究結(jié)果。有關(guān)耕作方式改變后土壤水熱狀況的改變是否有耦合效應(yīng)并影響作物生長(zhǎng)，還需進(jìn)一步研究。

3．2耕作方式改變對(duì)麥田土壤酶活性與養(yǎng)分含量的影響

養(yǎng)分循環(huán)是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)最基本功能之一，其中農(nóng)田三大養(yǎng)分要素N、P、K的循環(huán)與平衡則是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性與區(qū)域農(nóng)田生產(chǎn)力狀況的具體反映。不同栽培制度和管理措施等都會(huì)影響土壤酶和養(yǎng)分空間變異和生物活性變化，而土壤酶活性與土壤養(yǎng)分之間關(guān)系密切，可間接反映氮、磷等養(yǎng)分轉(zhuǎn)化與供給狀況。本研究表明，小麥返青至成熟，深松處理可提高土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性，且深松處理還可提高小麥抽穗后土壤堿性磷酸酶活性；深耕處理和深松處理可分別在抽穗前、后提高表層土壤多酚氧化酶活性。深松處理可降低堿解氮含量而促進(jìn)速效磷和速效鉀積累；深耕處理可提高表層土壤有機(jī)質(zhì)含量，旋耕處理和深松處理則分別在返青前和返青后提高20－40cm土層有機(jī)質(zhì)含量。本研究還得出，旋耕處理速效磷有“表層聚集現(xiàn)象”，這與前人的研究結(jié)果一致。由此可見(jiàn)，深松處理對(duì)于提高土壤酶活性有著特殊意義，而土壤酶活性提升又直接加速了對(duì)土壤中養(yǎng)分的分解和利用。由于研究角度側(cè)重不同，不同耕作方式下土壤酶活性與養(yǎng)分變化相關(guān)性將另外報(bào)道。

3．3耕作方式改變對(duì)麥田土壤呼吸和微生物的影響

由于土壤微生物比土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤質(zhì)量變化能做出更快速響應(yīng)，所以土壤微生物土壤污染監(jiān)測(cè)評(píng)價(jià)和生態(tài)修復(fù)等方面的研究受到普遍關(guān)注。不同耕作措施創(chuàng)造不同的土壤環(huán)境，影響土壤微生物數(shù)量和組成。研究顯示，土壤呼吸是一個(gè)復(fù)雜的土壤生態(tài)學(xué)過(guò)程，土壤呼吸季節(jié)變化一般呈現(xiàn)單峰型特點(diǎn)［21］。不同耕作措施可改變土壤物理結(jié)構(gòu)和水熱特性，進(jìn)一步影響土壤呼吸狀態(tài)。張俊麗等報(bào)道，深松耕處理小麥農(nóng)田呼吸速率最高，顯著高于深耕和旋耕處理。任景全等研究也認(rèn)為，免耕可降低土壤呼吸速率。本研究表明，深松有利于真菌和細(xì)菌增殖，旋耕有利于放線菌增殖。這可能與深松和深耕提高了土壤溫度，而溫度提升加速了土壤內(nèi)植物殘?bào)w降解，腐殖質(zhì)含量提高有關(guān)。Riley曾報(bào)道耕作方式對(duì)微生物的影響與土質(zhì)關(guān)系密切，因此本研究結(jié)果還需在其他土質(zhì)中進(jìn)一步印證。本研究還顯示，深松處理和旋耕處理分別在不同生育時(shí)期可提高土壤SMBC含量。旋耕處理在小麥返青前土壤SOC含量較高，深松處理則是在返青后最高。深耕處理土壤呼吸速率最高，2個(gè)生長(zhǎng)季平均為1．76μmolCO2／（m2·s），分別比旋耕處理和深松處理高8．0％和4．8％，這與前人報(bào)道吻合。且本研究也證實(shí)呼吸速率與土壤溫度呈顯著正相關(guān)，而深耕可提高土壤溫度，研究前后可互相印證。深耕處理SMBC含量SOC含量較低，這與Compton等［25］提出的土壤溫度高可提高SMBC含量不一致。這可能與試驗(yàn)區(qū)土質(zhì)有關(guān)，因?yàn)橥临|(zhì)不同會(huì)影響SMBC的周轉(zhuǎn)速率有關(guān)。有關(guān)不同耕作方式下麥田土壤呼吸和微生物的關(guān)系及其在不同土質(zhì)上的表現(xiàn)還需要進(jìn)一步研究。

4結(jié)論

篇3

關(guān)鍵詞： 全球氣候變化；草原生態(tài)系統(tǒng)；碳儲(chǔ)量；高寒草甸

中圖分類號(hào)： S 812.3文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼： A文章編號(hào)： 10095500(2011)06007508

在過(guò)去的200年中，化石燃料的燃燒、土地利用方式的改變，已經(jīng)有405±30 Pg的CO2釋放到大氣中，導(dǎo)致大氣CO2濃度急劇增加，地球溫度不斷升高。干旱、洪水、風(fēng)沙等災(zāi)害性天氣頻繁出現(xiàn)。應(yīng)對(duì)氣候變化,實(shí)現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展,是人類面臨的一項(xiàng)緊迫而艱巨的任務(wù)。有效地利用陸地生態(tài)系統(tǒng)植被和土壤對(duì)碳存儲(chǔ)積累的優(yōu)勢(shì)來(lái)降低大氣CO2的增高，被學(xué)術(shù)界普遍認(rèn)為是在全球綠色經(jīng)濟(jì)、循環(huán)經(jīng)濟(jì)、低碳經(jīng)濟(jì)的背景下一種低成本固碳減排的有效措施[1,2]。大力發(fā)展草原碳匯，重視草原固碳研究,系統(tǒng)分析草原生態(tài)系統(tǒng)在全球氣候變化中的生態(tài)價(jià)值和貢獻(xiàn)，對(duì)增強(qiáng)草原生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量、發(fā)揮草原固碳潛力具有重要意義。

1草原生態(tài)系統(tǒng)的碳匯功能

在所有生物群系中，森林存儲(chǔ)了陸地的大部分碳量，不僅以生物量的形式(樹(shù)干、樹(shù)枝、樹(shù)葉、根等)，而且以土壤有機(jī)質(zhì)的形式存儲(chǔ)。根據(jù)德國(guó)全球變化咨詢委員會(huì)(WBGU) 的估計(jì),全球陸地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量有46%在森林,23%在熱帶及溫帶草原,其余的碳儲(chǔ)

收稿日期： 20110603； 修回日期: 20111017

基金項(xiàng)目： 國(guó)家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展規(guī)劃項(xiàng)目

（2006AA10Z250）資助

作者簡(jiǎn)介： 趙娜 （1980），女，在讀博士，草地生態(tài)與植被恢復(fù)。 Email:

王為通訊作者。

存在耕地、濕地、凍原和高山草地。目前,國(guó)際上主要通過(guò)提高森林覆蓋率來(lái)抵消工業(yè)碳排放，森林的碳匯能力已經(jīng)得到世界各國(guó)的廣泛重視。然而，草原碳匯并未像森林碳匯一樣得到應(yīng)有的關(guān)注。主要是因?yàn)槿狈?duì)草地生態(tài)的系統(tǒng)研究和全面規(guī)劃，從而導(dǎo)致對(duì)草原生態(tài)的忽視以及對(duì)碳匯評(píng)估的缺失。草原是世界上分布最廣的植被類型之一，主要分布于熱帶和溫帶，覆蓋陸地面積的25%～50%[3]。全球草地面積約44.5億hm2，碳貯量達(dá)7 610億t，占世界陸地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量的34%，僅次于森林碳匯。草地生態(tài)系統(tǒng)作為一種自然資源，具有保持水土、涵養(yǎng)水源、防風(fēng)固沙、凈化空氣以及控制溫室氣體排放等多方面的功能，對(duì)地區(qū)的氣候變化和全球碳循環(huán)發(fā)揮著重大的作用[4-13]。我國(guó)擁有各類天然草原面積約4億hm2，分別占世界草地面積的13%和我國(guó)國(guó)土面積的40%，也是我國(guó)耕地面積的3.2倍，森林面積的2.5倍，因而,草原是光合作用最大的載體,也是我國(guó)面積最大的碳庫(kù)[14]。作為最重要的綠色生態(tài)屏障和綠地植被碳庫(kù)，草原和草產(chǎn)業(yè)在生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能方面的能力不容小視。概算我國(guó)天然草地每年能夠固碳達(dá)到1～2 t/hm2，年總固碳量約為6億t，約占全國(guó)年碳排放量的1/2。草原生態(tài)系統(tǒng)碳收支對(duì)我國(guó)乃至世界陸地生態(tài)系統(tǒng)的碳匯功能發(fā)揮著不可替代的作用。為此，國(guó)內(nèi)外開(kāi)展了相關(guān)研究，但由于技術(shù)和方法的差異，全球草原生態(tài)系統(tǒng)碳匯評(píng)估方面存在著較大的不確定性。

2草原生態(tài)系統(tǒng)的固碳潛力

2.1草原生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量估算

草地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量和碳沉降在全球陸地生態(tài)系統(tǒng)碳蓄積和碳循環(huán)中占有十分重要的地位。不同學(xué)者或機(jī)構(gòu)對(duì)全球草地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量進(jìn)行了估算[3-5，8-13，14-17]，世界草地生態(tài)系統(tǒng)的碳蓄積平均占到陸地生態(tài)系統(tǒng)碳蓄積量的1/5。Olson，et al[18]利用碳密度的方法估算后報(bào)道，全球草地生態(tài)系統(tǒng)植被儲(chǔ)量為50.4 Pg。Post，et al[19]基于常規(guī)土壤調(diào)查后估算出全球不同草地綜合體中土壤碳儲(chǔ)量為435.7 Pg。Prentice，et al[17]仍然利用碳密度的方法對(duì)全球草地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量進(jìn)行了較為全面的評(píng)估，研究報(bào)道全球草地生態(tài)系統(tǒng)的總碳儲(chǔ)量約為279 Pg,植被儲(chǔ)量為27. 9 Pg, 土壤儲(chǔ)量為250.5 Pg。另外，也有學(xué)者研究認(rèn)為，全球草地生態(tài)系統(tǒng)總碳儲(chǔ)量約為569.6 Pg ,其中，植被儲(chǔ)量為72.9 Pg , 土壤儲(chǔ)量為496.6 Pg[19-22]。同時(shí)有研究報(bào)道，在熱帶地區(qū)的碳儲(chǔ)量和碳沉降可能已經(jīng)被低估[3]。由此可見(jiàn)，全球草地碳儲(chǔ)量估算存在著很大的不確定性，特別是對(duì)于土壤碳庫(kù)的評(píng)估[3，5，23]。然而，中國(guó)草地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量和碳循環(huán)的研究相對(duì)比較少[22，24-26]。Fang，et al[24]基于植被地上、地下生物量比例的關(guān)系第1次評(píng)估了中國(guó)草地的碳儲(chǔ)量。他通過(guò)研究8個(gè)草地類型最終得出中國(guó)草地的總碳儲(chǔ)量為58.38 Pg，其中植被層為1.23 Pg，土壤層為74.74 Pg。由于田間取樣測(cè)量的局限性，研究者往往通過(guò)地上通量部分的平衡來(lái)估計(jì)地下內(nèi)部轉(zhuǎn)移的碳量和組成；通過(guò)地下通量部分的平衡大致地估計(jì)土壤碳庫(kù)凈變化的組成。然而，利用地上生物量來(lái)估測(cè)其他組分的碳量的方法，精確度很低，存在相當(dāng)大的誤差(特別是對(duì)地下部分的估測(cè))，因此，通過(guò)這種比例的關(guān)系估計(jì)出的數(shù)據(jù)，變異性很大[24，27]。有學(xué)者應(yīng)用碳密度的方法對(duì)中國(guó)11個(gè)草地類型的碳儲(chǔ)量進(jìn)行了估算，分析后指出11個(gè)草地類型的總碳儲(chǔ)量為58.38 Pg Ni；Zinke，et al[22,28] ,其中,植被層為4.66 Pg ,土壤層為53.72 Pg。不久，Ni[22]再一次應(yīng)用碳密度方法對(duì)中國(guó)18個(gè)草地類型進(jìn)行了碳儲(chǔ)量估算。然而此次的研究結(jié)果較先前的結(jié)果總體上偏低，總碳儲(chǔ)量為44. 09 Pg ,植被層碳儲(chǔ)量為3.06 Pg ,土壤層碳儲(chǔ)量為41. 03 Pg 。另外，F(xiàn)an 根據(jù)中國(guó)17 種草地類型中實(shí)測(cè)的地上、地下生物量樣方數(shù)據(jù)估算出我國(guó)草地植被碳儲(chǔ)量約為3. 32 Pg [29]。綜合大量的研究后發(fā)現(xiàn)，中國(guó)草地生態(tài)系統(tǒng)植被層碳蓄積占到世界草地生態(tài)系統(tǒng)植被層碳蓄積量的3%～11%[17,19,22]，占到中國(guó)陸地生態(tài)系統(tǒng)植被層碳蓄積量的54.4%[29,30]。由于資源調(diào)查數(shù)據(jù)、遙感數(shù)據(jù)、草原面積差異、以及所采用的估算方法的不同，使得無(wú)論全球或者是地區(qū)內(nèi)的草地生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量估算存在著較大的不確定性。另外，人類活動(dòng)對(duì)于草原的影響也在很大程度上決定著碳評(píng)估的精度[22]，其中，草原面積的差異是影響陸地生態(tài)系統(tǒng)碳估算的重要因素。隨著生態(tài)學(xué)、土壤學(xué)、遙感學(xué)、統(tǒng)計(jì)學(xué)等多學(xué)科的發(fā)展與深入，使用碳密度的方法，同時(shí)結(jié)合改進(jìn)的草地分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)以及更加準(zhǔn)確的草原面積評(píng)估體系，為精確估算中國(guó)乃至世界草地的碳儲(chǔ)量提供了一定的依據(jù)。然而，目前對(duì)于碳儲(chǔ)量的評(píng)估主要還是聚焦在對(duì)溫帶和高寒草地的研究。

2.2不同草地類型的固碳能力

從世界范圍來(lái)看,大約有1.5億km2的草地分布于熱帶地區(qū)，有900百萬(wàn)km2的草地分布于溫帶地區(qū)[15]。然而，不同地區(qū)、不同氣候類型條件下的不同類型草地生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量差異非常大 (表1)[31]。熱帶草原的凈生產(chǎn)力和碳的固定能力要大于溫帶草原。在溫帶草原區(qū)，歐洲和俄羅斯草地群落的碳素固定能力又高于中國(guó)，我國(guó)典型草原的碳固定量水平最低，這種現(xiàn)象主要受降水量的時(shí)空變異決定。對(duì)于不同草地類型的土壤生態(tài)系統(tǒng)而言，草甸土壤具有較大的有機(jī)碳通量和有機(jī)碳容量，但同時(shí)具有較低的無(wú)機(jī)碳通量和無(wú)機(jī)碳容量。相反，荒漠土壤生態(tài)系統(tǒng)的有機(jī)碳通量、碳容量最低，但其具有較高的無(wú)機(jī)碳儲(chǔ)量[32]。一般認(rèn)為，土壤無(wú)機(jī)碳通量變化不大，有機(jī)碳通量卻經(jīng)常受到各土壤生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)化的影響，具有較大的變異性。生態(tài)系統(tǒng)中土壤有機(jī)碳通量和碳容量越高則土壤無(wú)機(jī)碳通量就越低。從地區(qū)上分析，寒冷地區(qū)的土壤比溫暖地區(qū)的土壤具有更高的土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量[33]。

中國(guó)草地主要廣布在北部溫帶半干旱和干旱地區(qū)，以及西部青藏高原的高寒地區(qū)，只有少數(shù)零星地分布在暖溫帶和熱帶地區(qū)[34-36]。不同草地類型的面積、分布區(qū)域、物種組成以及不同草地類型的固碳能力分布極不均衡，不同草地固碳能力異質(zhì)性很大(表2、3)。從地區(qū)上分析發(fā)現(xiàn)，高寒地區(qū)擁有中國(guó)最大的碳儲(chǔ)量，占到全國(guó)草地生態(tài)系統(tǒng)總碳儲(chǔ)量的54.5%，其次是溫帶地區(qū)，中國(guó)草地生態(tài)系統(tǒng)85%以上的全碳儲(chǔ)量分布于高寒地區(qū)和溫帶地區(qū)。從草地生態(tài)類型分析，草原具有最高的植被和土壤碳儲(chǔ)量，草甸是僅次于草原生態(tài)系統(tǒng)類型的第2大碳庫(kù)。全國(guó)草地生態(tài)系統(tǒng)總碳儲(chǔ)量的2/3以上是分布于草甸和草原這2個(gè)草地生態(tài)系統(tǒng)類型[26]。綜合不同地區(qū)和草地類型來(lái)分析研究,高寒草甸擁有最大的植被和土壤碳儲(chǔ)量，占到中國(guó)草地總碳儲(chǔ)量的25.6%，其次，高寒草原和溫性草原的碳儲(chǔ)量也比較高，分別占到中國(guó)草地總碳儲(chǔ)量的14.5%和11.0%，這3類草地碳儲(chǔ)量總和占到全國(guó)草地總碳儲(chǔ)量的1/2。然而，暖溫帶和熱帶灌叢草原以及濕地由于利用面積比較低，再加上植被和土壤的碳密度比較低，所以決定了這3種草地類型具有最低的碳儲(chǔ)量[26]。

草原生態(tài)系統(tǒng)的碳匯格局

陸地生態(tài)系統(tǒng)碳庫(kù)主要包括植物碳庫(kù)、凋落物(殘落物)碳庫(kù)和土壤有機(jī)碳庫(kù)(腐殖質(zhì))。生態(tài)系統(tǒng)各碳庫(kù)的大小組成和規(guī)模體現(xiàn)了生態(tài)系統(tǒng)碳分配（資源分配）的格局，同時(shí)反映了植物對(duì)資源供給響應(yīng)的平衡對(duì)策。碳分配的變化不僅影響到植物的生存，生長(zhǎng)和生產(chǎn)，也會(huì)影響到生態(tài)系統(tǒng)的生物地理化學(xué)循環(huán)過(guò)程[29]。所以，研究生態(tài)系統(tǒng)各組成要素的碳蓄積在空間上的分布規(guī)律是碳循環(huán)研究的基礎(chǔ)，也是研究生態(tài)系統(tǒng)碳素在各碳庫(kù)之間的流通和交換的依據(jù)。為此，各國(guó)生態(tài)學(xué)家已經(jīng)進(jìn)行了大量的研究[19，20，27，37，38]。分析估計(jì)認(rèn)為，全球陸地生態(tài)系統(tǒng)植物碳庫(kù)在420～830 Pg，土壤有機(jī)質(zhì)碳庫(kù)在1.2×103 ～1.6 ×103Pg，凋落物碳庫(kù)在70～150 Pg。土壤碳庫(kù)也是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的碳庫(kù)，通常地，土壤碳庫(kù)大約為大氣碳庫(kù)的兩倍[39]，因此，土壤碳庫(kù)的損失對(duì)于大氣中CO2濃度的變化具有顯著的影響。而且，全球土壤碳存儲(chǔ)總量也遠(yuǎn)大于植被中的碳儲(chǔ)量，兩者的比例平均為3∶1，所以陸地土壤碳庫(kù)較植被碳庫(kù)在全球碳平衡中具有更重要的作用，在每個(gè)生物群系中，單位表面積上植被和土壤碳量所占比例存在著廣泛的區(qū)域差異。從熱帶森林的1∶1到北方針葉林的1∶5，草地和濕地的比率更大，所以，對(duì)于草地生態(tài)系統(tǒng)來(lái)說(shuō)，它不具有固定而明顯的地上碳庫(kù),其碳儲(chǔ)量絕大部分集中在地下土壤中[26]。這在很大程度上有力地說(shuō)明了土壤碳庫(kù)在草原生態(tài)系統(tǒng)的碳儲(chǔ)量中所發(fā)揮的巨大作用。中國(guó)草原土壤碳儲(chǔ)量約在200～300 Pg，占到世界土壤碳儲(chǔ)量的30%，草原土壤代表著一個(gè)巨大的碳庫(kù)[3，40]。目前為止，草地和熱帶稀樹(shù)大草原的大部分碳量被存儲(chǔ)于土壤中。這些土壤碳蓄積量在長(zhǎng)時(shí)間范圍內(nèi)是穩(wěn)定的。濕地的碳也幾乎完全蓄積在土壤中，由于土壤長(zhǎng)期處于一種缺氧的狀態(tài)，所以濕地的碳主要以死有機(jī)物質(zhì)(腐殖質(zhì))的形式存儲(chǔ)。在中國(guó),高寒草地中95%的碳儲(chǔ)藏在土壤中，約占全國(guó)土壤碳儲(chǔ)量的49% [41]，占全國(guó)土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的23.44%，占全球土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的2.5%[42]。在通常的自然植被條件下，土壤中的有機(jī)碳儲(chǔ)量絕大部分直接來(lái)源于土壤上生長(zhǎng)的植物凋落物和根系分泌物[43]。由于高寒地區(qū)低溫低蒸發(fā)這種特有的氣候特征，導(dǎo)致土壤中儲(chǔ)藏的大量有機(jī)質(zhì)很難分解，從而長(zhǎng)時(shí)間駐留在土壤中成為一個(gè)穩(wěn)定的碳庫(kù)。但是隨著人類活動(dòng)干擾的加劇和全球氣候變暖所帶來(lái)的水熱格局的再分配，可能對(duì)高寒草地生態(tài)系統(tǒng)的碳蓄積和碳收支帶來(lái)難以預(yù)測(cè)的危害。

3高寒草地生態(tài)系統(tǒng)面臨的危機(jī)

陸地生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)包括光合作用（碳匯）和呼吸作用（碳源）2個(gè)環(huán)節(jié)。森林、海洋、草原等非工業(yè)源生物呼吸作用排放的CO2量，以及由于土地利用的變化所釋放出的CO2量已經(jīng)加劇了全球CO2濃度的增高。青藏高原草地面積占到世界陸地面積的1.02%，中國(guó)陸地面積的16.9%。而且，青藏高原又是亞洲大陸最大的地理形態(tài)學(xué)單位，它是世界上陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，同時(shí)也是世界上低緯度地區(qū)中擁有永久凍土層的主要區(qū)域之一[43]。這個(gè)地區(qū)廣泛分布著高寒草甸、高寒草原以及高寒沼澤，也是歐亞大陸最典型的3種草地類型之一[44]。青藏高原的草地類型擁有全國(guó)各種草地類型中最高的有機(jī)碳密度[45]，而且，高達(dá)95%的碳是儲(chǔ)存在土壤中。在全球氣候變暖的大趨勢(shì)下，青藏高原的氣溫也在持續(xù)上升，由于凍土的熱力敏感性很大,對(duì)全球氣候變化非常敏感，因此，寒帶地區(qū)各種生態(tài)系統(tǒng)將有可能成為巨大的碳排放源[46，47]，所以，這個(gè)地區(qū)在調(diào)節(jié)亞洲地區(qū)，乃至全球氣候變化中充當(dāng)著非?；钴S的角色[47]。

Wang，et al[42]對(duì)青藏高原草地土壤碳庫(kù)的研究表明，青藏高原草地中土壤的有機(jī)碳儲(chǔ)量大約為49.00 Pg，占到中國(guó)全部土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量的23.44%，占到世界土壤碳庫(kù)的2.5%。從青藏高原的占地面積和土壤碳儲(chǔ)量的比較來(lái)看，青藏高原的土壤碳庫(kù)在中國(guó)甚至世界上來(lái)說(shuō)都是非常重要的。其實(shí)，早在20世紀(jì)80年代已經(jīng)有學(xué)者意識(shí)到青藏高原在全球碳循環(huán)中的重要地位，先后開(kāi)展了大量有關(guān)青藏高原地區(qū)碳循環(huán)的研究。在評(píng)價(jià)1個(gè)草地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)規(guī)律時(shí)，首先需要考慮碳循環(huán)的時(shí)間尺度。一般認(rèn)為，在1天的時(shí)間內(nèi)，白天碳被積累，夜晚碳損失。在1年的時(shí)間中，在生長(zhǎng)季碳被積累，冬季碳被消耗[32]。然而，一些研究者對(duì)青藏高原地區(qū)的碳循環(huán)研究卻發(fā)現(xiàn)，當(dāng)夜間土壤溫度較低時(shí)，青藏高原草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤到空氣碳的凈通量為負(fù)值，表現(xiàn)出一種碳積累的過(guò)程[48,49]。在寒冷的冬季，青藏高原草地生態(tài)系統(tǒng)發(fā)揮著碳匯的作用[50,51]。產(chǎn)生這一現(xiàn)象的主要原因在于青藏高原特有的極低的土壤溫度，能夠抑制土壤微生物的活動(dòng)。然而，全球大氣CO2濃度增加，溫度升高的嚴(yán)峻氣候背景下，勢(shì)必會(huì)促進(jìn)青藏高原地區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)CO2的排放。已經(jīng)有研究報(bào)道，在過(guò)去50年中，青藏高原平均溫度每10年上升0.45 ℃[46,47]。地表溫度的上升已經(jīng)增加了季節(jié)性解凍土層的深度，甚至導(dǎo)致了永久凍土層的消失[52]。Wang，et al[42]研究報(bào)道，目前，每年青藏高原地區(qū)由于土壤呼吸導(dǎo)致的CO2排放量為1.17 Pg，這個(gè)值占到本地區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)0～65 cm土壤層有機(jī)碳儲(chǔ)量的3.32%，中國(guó)陸地生態(tài)系統(tǒng)土壤呼吸排放量的26.40%，全球生態(tài)系統(tǒng)土壤呼吸排放量的1.73%，其中，高寒草甸土壤每年的CO2排放占到本地區(qū)所有草地類型CO2排放總和的1/2[42]。從面積和排放量比例的角度來(lái)分析，目前這個(gè)地區(qū)的CO2排放量已經(jīng)處于非常高的水平，超過(guò)了國(guó)家的CO2平均年排放量，甚至也超過(guò)了全球CO2排放的平均值。因此，密切關(guān)注青藏高原地區(qū)的高寒草地，特別是高寒草甸土壤碳庫(kù)的變化，在評(píng)估青藏高原地區(qū)生物地球化學(xué)循環(huán)對(duì)全球氣候變化的響應(yīng)具有重要的科學(xué)和現(xiàn)實(shí)意義[53]。保護(hù)高寒草地資源將會(huì)對(duì)全球碳的保存、CO2的減排具有極其深遠(yuǎn)的影響。

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Preliminary analysis of carbon sequestration

of grassland ecosystem

ZHAO Na1,2,SHAO Xinqing1 ,LV Jinying1，WANG Kun1

(1. College of Animal Science and Technology,China Agricultural University,Beijing 100193,China;

2. Guyuan State Key Monitoring and Research Station of Grassland Ecosystem,Guyuan 076550,China)

篇4

關(guān)鍵詞 稻田土壤；有機(jī)碳；碳固定；展望

中圖分類號(hào)S153.6文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼A文章編號(hào) 1007-5739（2011）11-0257-02

StudyandProspectofOrganicCarbonSequestrationinPaddySoils

ZHANG Hong-xiang 1XIAO Qun 2LI Xiao-jun 3 *WANG Shao-xian 4

（1 Hedong Agricultural Technology Extension Station of Qingyuan District in Ji′an City in Jiangxi Province，Ji′an Jiangxi 343009；2 Tianyu Town Economic Management Station of Qingyuan District in Ji′an City； 3 Qingyuan Agricultural Bureau in Ji′an City； 4 Zhejiang University）

AbstractSoil organic carbon（SOC）has been shown as one of the largest and most mobile carbon pools of the earth surface ecosystem. For the last decade，in China，increasing attention has been given to the SOC pool（especially in paddy soils）change in relation to the sink or source effect of air CO2，to the water quality，to the soil fertility，and to the dynamics under global change scenarios. In this paper，the issues of paddy soil carbon sequestration differences from dry land，organic carbon distribution，mechanism of soil carbon sequestration，its fertilization factor and prospect researches were discussed.

Key wordspaddy soil；organic carbon；carbon sequestration；prospect

土壤碳庫(kù)為地球表層系統(tǒng)中最大的碳儲(chǔ)庫(kù)。土壤中的有機(jī)碳庫(kù)與無(wú)機(jī)碳庫(kù)都是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要的碳庫(kù)，對(duì)于溫室效應(yīng)與全球氣候變化同樣有著重要的控制作用。全球土壤有機(jī)碳庫(kù)（SOC pool）達(dá)到1 500～2 000 Pg，是大氣碳庫(kù)750 Pg的2倍以上，是陸地生物量500～600 Pg的2~3倍；無(wú)機(jī)碳庫(kù)（SIC pool）也達(dá)700~1 000 Pg。但由于土壤無(wú)機(jī)碳存在更新周期，有資料表明為8 500多年，因此土壤有機(jī)碳庫(kù)在全球變化研究中顯得更為重要。1850―1995年，全球CO2釋放總量約為270 Pg C。其中，由于砍伐森林和土地利用方式的改變所造成CO2釋放量約達(dá)136 Pg C。全球每年因土壤呼吸作用釋放到大氣的總碳量約為68 Pg，全球每年因焚燒燃料釋放到大氣的碳遠(yuǎn)低得多，僅為6 Pg。土壤貢獻(xiàn)于大氣CO2的年通量是燃燒化石燃料貢獻(xiàn)量的10倍。因此，土壤呼吸的變化能顯著地減緩或加劇大氣中CO2的數(shù)量，進(jìn)而影響氣候變化。據(jù)估計(jì)，如果全球范圍內(nèi)土壤有機(jī)質(zhì)下降1%、2%、3%，將導(dǎo)致大氣CO2濃度分別增加5.0、12.5、20.0 mg/kg。在過(guò)去的 150年期間，由于土壤有機(jī)碳下降貢獻(xiàn)于大氣CO2濃度升高80 mg/kg的6%～25%[1]。

中國(guó)水稻土面積約3 000萬(wàn)hm2，植稻有7 000年的歷史，水稻種植面積占世界水耕土面積的23%，占全國(guó)耕地總面積的25%。水耕土壤（廣義的水稻土）是特殊的人為濕地土壤，是自然土壤在人為水耕熟化過(guò)程中形成的，具中國(guó)特色。對(duì)中國(guó)土壤有機(jī)碳庫(kù)的統(tǒng)計(jì)表明，中國(guó)表層土壤有機(jī)碳庫(kù)約20 Pg，主要土壤類型之一是水稻土，為1.1 Pg，共有6個(gè)表層土壤有機(jī)碳庫(kù)在1.0 Pg以上。有機(jī)碳的積累是水稻土水耕熟化過(guò)程中的普遍趨勢(shì)。要使中國(guó)爭(zhēng)取更多溫室氣體排放量，進(jìn)行稻田土壤有機(jī)碳監(jiān)測(cè)尤為重要。20世紀(jì)80年代以來(lái)，中國(guó)大多數(shù)水稻土碳固定效應(yīng)十分顯著，土壤有機(jī)碳庫(kù)呈現(xiàn)增長(zhǎng)的趨勢(shì)[2]。因此，研究稻田土壤有機(jī)碳固定意義重大，為中國(guó)外交斡旋提供基礎(chǔ)。

1水稻土與旱作土固碳效益差異

中國(guó)大面積農(nóng)業(yè)土壤保持有機(jī)碳的主要途徑之一是灌溉及其水耕熟化作用。據(jù)全國(guó)第二次土壤普查資料，中國(guó)水田土壤共3 000萬(wàn)hm2，與旱地土壤相比，全國(guó)水田土壤有機(jī)碳含量普遍較高。據(jù)計(jì)算，水田保存表層碳密度是旱地土壤的137.7%，有機(jī)碳量達(dá)0.9 Pg。在長(zhǎng)江中下游、華南、黃土高原和華北地區(qū)，有機(jī)碳固定最為顯著，我國(guó)灌溉農(nóng)業(yè)的發(fā)展相當(dāng)于增加有機(jī)碳固定達(dá)0.3 Pg。據(jù)江蘇省第二次土壤普查，水田土壤平均有機(jī)碳含量接近12 g/kg，而旱地土壤約6 g/kg。1949年時(shí)全省水田面積為93.47萬(wàn) hm2，1998年達(dá)266.97萬(wàn)hm2，40年間的碳固定速率達(dá)到20 g/（m2?年），碳固定效應(yīng)可達(dá)17 Tg。湖南省第二次土壤普查資料表明，旱地土壤與水田土壤的平均有機(jī)碳含量分別為10.22 g/kg和18.36 g/kg。同樣，江西省是南方土壤有機(jī)碳十分缺乏的省份，截至1980年，該省旱地削減到 46萬(wàn)hm2，水田則發(fā)展到300萬(wàn)hm2。水田土壤有機(jī)碳的平均含量達(dá)16.6 g/kg，旱地土壤為9 g/kg，不同母質(zhì)起源的土壤中，水田土壤有機(jī)碳均顯著高于旱地土?；哪貐^(qū)土壤水分條件較差，但這種水田土壤的碳固定作用也十分明顯。甘一新干旱平原區(qū)資料表明，在引水灌溉和耕墾培肥后，不同荒漠土壤有機(jī)碳的升高幅度在1~3 g/kg。與普通灌淤土相比，寧夏植稻歷史較長(zhǎng)的灌淤土的有機(jī)碳含量顯著較高。根據(jù)第二次全國(guó)土壤普查中面積、耕層厚度和容重等資料計(jì)算，中國(guó)灌溉農(nóng)業(yè)下的水田土壤累計(jì)碳固定效應(yīng)達(dá)0.22 Pg[3]。因此，水耕熟化作用可穩(wěn)定和提高水田土壤中有機(jī)碳。

2稻田土壤有機(jī)碳的分布

土壤的有機(jī)碳剖面分布明顯存在差異，耕層以下土層的有機(jī)碳含量較上層低，耕層、犁底層等耕作活動(dòng)層積累有機(jī)碳顯著。某些自然森林1m厚度的土壤碳庫(kù)儲(chǔ)存量較大，為20~30 kg/m2；與紅壤、白漿土等低產(chǎn)土壤相比，烏泥土、黃泥土和白土1m厚度的土壤碳庫(kù)儲(chǔ)存量分別為 11.72、9.88 、6.77 kg/m2，更高于江蘇省耕作土壤的SOC平均值[4]。

關(guān)于有機(jī)碳在團(tuán)聚體的分布及其變化備受關(guān)注。土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳分配是土壤中的重要地球化學(xué)性質(zhì)之一。對(duì)水稻土中有機(jī)碳團(tuán)聚體分布的資料不多，對(duì)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳分布的研究集中于旱地土壤、植被改變的土壤以及有機(jī)物料處理后的土壤。太湖地區(qū)土壤的團(tuán)聚體及其有機(jī)碳含量分析結(jié)果如表1所示。由表1可知，往深層以0.02～0.25 mm的微團(tuán)聚體為主，黃泥土耕層中0.25～2.00 mm和0.02～0.25 mm粒組含量相近，烏泥土、白土中0.25～2.00 mm粗砂級(jí)團(tuán)聚體占50%以上。不同土壤團(tuán)聚體粒級(jí)分異明顯?；幢卑诐{土中以0.02～0.25 mm粒組為主，大于0.02 mm的團(tuán)聚體粒組占60%～80%。富含氧化鐵的江西紅壤團(tuán)聚體粒組以0.25～2.00 mm粒組為主，黃泥土在全剖面中小于0.002 mm顆粒占30%左右，大于0.02 mm粒級(jí)的團(tuán)聚體卻占70%左右，而檢測(cè)到的黏粒級(jí)團(tuán)聚體甚微。白土的母質(zhì)以粉砂（0.002～0.020 mm）為主，其次是0.02～0.20 mm粒級(jí)，約占全土 1/3。因此，肥力較高的太湖水稻土團(tuán)聚體分布的特點(diǎn)是 0.02～0.25 mm微團(tuán)聚集較多。

土壤有機(jī)質(zhì)的主要性質(zhì)之一是土壤有機(jī)質(zhì)的活潑性，即有機(jī)質(zhì)易氧化性，是土氣交換的主體部分。Blair等評(píng)價(jià)農(nóng)業(yè)活動(dòng)對(duì)自然土壤有機(jī)碳影響，將1/3 moL/L的 KMnO4可氧化碳的比例作為參數(shù)?？裳趸疭OC含量隨著KMnO4濃度的不同，浸提的差異較大。1/3 moL/L的 KMnO4可氧化66%，1/6 moL/L的KMnO4可氧化50%，1/30 moL/L的KMnO4可氧化浸提SOC占11%左右。Majumder等（2008年）用K2Cr2O7和H2SO4氧化SOC。

3稻田土壤碳固定的可能機(jī)制

20世紀(jì)70年代以來(lái)，對(duì)水稻土中有機(jī)碳的分布、含量及其微團(tuán)聚體分配、有機(jī)―無(wú)機(jī)結(jié)合的性質(zhì)與數(shù)量進(jìn)行了較多研究[5]。最近對(duì)太湖地區(qū)3種水稻土的培養(yǎng)試驗(yàn)表明，不同發(fā)生起源與土壤礦物組成的水稻土，其有機(jī)碳在升溫下的碳損失規(guī)律迥異，滲育型富晶質(zhì)氧化高鐵的黃泥土的有機(jī)碳在升溫下仍然十分穩(wěn)定，而沼澤起源與貧氧化鐵礦物的水稻土有機(jī)碳損失較快。近年的研究表明[6]，太湖地區(qū)黃泥土中新增加的有機(jī)碳主要固定在0.25～2.00 mm粒組的微團(tuán)聚體中，提示不同粒徑團(tuán)聚體中有機(jī)碳的組成與活潑性存在差異。土壤中氧化鐵是水稻土中活躍的化學(xué)成分，它通過(guò)水穩(wěn)性團(tuán)聚體的形成促進(jìn)有機(jī)碳的復(fù)合，作為水稻土高度熟化標(biāo)志的鱔血（一種有機(jī)氧化鐵絡(luò)合物）是否可以代表某種固定機(jī)制尚不得而知。水耕過(guò)程中土壤有機(jī)碳的增加還伴隨有機(jī)質(zhì)的腐殖酸組成與結(jié)構(gòu)的演變。最近的資料顯示，無(wú)論是江西紅壤起源的水稻土，還是西北灌淤土，水耕熟化過(guò)程HA/FA升高。對(duì)于水稻土中有機(jī)質(zhì)的研究，過(guò)去較多是腐殖質(zhì)的C/O、C/H和E4/E6的分析，認(rèn)為水耕熟化過(guò)程中，腐殖質(zhì)光密度降低、C/H減小而C/O提高，羧基含量降低。促進(jìn)水稻土中有機(jī)碳的固定機(jī)制尚不清楚。對(duì)于相同類型的水稻土來(lái)說(shuō)，運(yùn)用重液區(qū)分法得到的有機(jī)碳復(fù)合量一般與全土有機(jī)碳呈線性相關(guān)，但復(fù)合度與有機(jī)碳含量無(wú)關(guān)，說(shuō)明有機(jī)碳在水稻土中與不同物質(zhì)的結(jié)合關(guān)系是復(fù)雜的。有機(jī)碳復(fù)合度在不同粒徑的團(tuán)聚體中的分布因土壤類型與肥力狀況而異。但對(duì)于團(tuán)聚體中有機(jī)碳的形態(tài)與化學(xué)結(jié)構(gòu)、有機(jī)碳的化學(xué)活潑性的研究還很少，除了用G0、G1、G2等分組區(qū)分團(tuán)聚體穩(wěn)定性，用松結(jié)態(tài)、穩(wěn)結(jié)態(tài)和緊結(jié)態(tài)區(qū)分結(jié)合程度外。對(duì)這種固定效應(yīng)還無(wú)法僅用物理保護(hù)作用來(lái)解釋。何云峰等[7]提出采用不同的絡(luò)合浸提劑提取土壤中和不同黏土礦物結(jié)合的腐殖質(zhì)，與不同酸性土壤用堿性焦磷酸鈉提取的結(jié)合態(tài)腐殖質(zhì)的穩(wěn)定性相似，可能意味著這些土壤的結(jié)合態(tài)腐殖質(zhì)的化學(xué)特點(diǎn)類似，化學(xué)保護(hù)機(jī)制相同。水稻土有機(jī)碳固定是一個(gè)復(fù)雜的問(wèn)題，不但必須要從有機(jī)碳的微團(tuán)聚體分配及其與土壤礦物的結(jié)合方式進(jìn)行研究，而且這需要現(xiàn)代分子水平的研究技術(shù)[7]，還必須從有機(jī)碳的化學(xué)結(jié)構(gòu)與反應(yīng)性（有機(jī)質(zhì)組成與基團(tuán)結(jié)構(gòu)）的改變進(jìn)行深入研究。

4稻田土壤有機(jī)碳固定的施肥影響

施用有機(jī)肥可使稻田土壤固定更多的碳，施用化肥也有一定影響。周萍等[8]研究了長(zhǎng)期不同施肥處理（化肥與秸稈配施、化肥與豬糞配施、單施化肥和不施肥）下，水稻土總有機(jī)碳和顆粒態(tài)有機(jī)碳含量變化，指出不同的施肥處理主要影響耕層土壤的TOC（總有機(jī)碳 ）和POC（顆粒態(tài)有機(jī)碳）含量，化肥與豬糞配施處理，由于有機(jī)物質(zhì)的輸入TOC和POC含量顯著高于其他3種處理，不施肥處理的POC含量顯著高于單施化肥和秸稈配施化肥。陳義等[9]對(duì)浙江?。ㄏ罗D(zhuǎn)第270頁(yè)）

（上接第258頁(yè)）

黃巖水稻土開(kāi)展的26年長(zhǎng)期施肥定位試驗(yàn)表明，長(zhǎng)期施用有機(jī)肥可以促使土壤有機(jī)質(zhì)持續(xù)增長(zhǎng)，增長(zhǎng)幅度隨有機(jī)肥用量增加而增加。袁穎紅等[10]對(duì)江西紅壤性水稻土研究發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)期施用無(wú)機(jī)肥、有機(jī)肥、無(wú)機(jī)肥與有機(jī)肥配施能顯著增加0.002～0.020 mm微團(tuán)聚體的含量，而降低

5結(jié)語(yǔ)

對(duì)于稻田土壤有機(jī)碳的研究，提出以下展望。一是稻田土壤碳飽和。水田土壤有機(jī)碳含量普遍高于旱地土壤，固定碳更多。而王緒奎等[11]在研究近20年江蘇省環(huán)太湖稻田土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)特征后提出，該區(qū)土壤有機(jī)碳飽和。有待進(jìn)一步研究如何提高稻田土壤固碳潛力切實(shí)可行的技術(shù)途徑，從而建立稻田土壤碳的新平衡。二是稻田土壤固碳機(jī)制。有機(jī)碳一般與土壤中的礦物顆粒結(jié)合，或形成有機(jī)無(wú)機(jī)復(fù)合體。但究竟是什么機(jī)制促進(jìn)了水稻土中有機(jī)碳的固定尚不清楚。值得進(jìn)一步深入研究[12-14]。三是稻田土壤固碳影響因素。施肥和耕作對(duì)稻田土壤固碳影響較大，并可較好調(diào)控。施用有機(jī)肥可顯著增加稻田土壤固碳量，施用化肥也有一定影響。以往著重于土壤有機(jī)質(zhì)及肥力的研究很多[15-18]，現(xiàn)在研究碳在土壤中的固定及其對(duì)環(huán)境的影響成為熱點(diǎn)。頻繁耕作顯然提高了有機(jī)碳的氧化，不利于土壤固碳，歐美在旱地廣泛推廣免耕少耕，原因就在于此。但免耕使表層土壤緊實(shí)，不利于作物生長(zhǎng)，主要還不能通過(guò)耕作將表層較多有機(jī)碳混入到較下層，從總量上看，可能也不利于土壤固碳。耕作對(duì)稻田土壤固碳影響還需研究[19]。

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篇5

關(guān)鍵詞：土壤酶；植物；土壤肥力

中圖分類號(hào)：X172文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼:A

前言

土壤是在各種自然因素和人類生產(chǎn)活動(dòng)的直接影響下形成和發(fā)展的。它不僅是一個(gè)特殊的歷史自然體，一個(gè)復(fù)雜的多相體，同時(shí)是"類生物體"或稱為"特殊的有機(jī)體"。【1】尤其墾植多年的農(nóng)業(yè)土壤，在其自身的物理、化學(xué)和生物等多種因素綜合作用下，發(fā)生極其復(fù)雜的變化。每一個(gè)小土塊是絕對(duì)不同于任何無(wú)生命的自然體，其中既存在動(dòng)物、微生物，也存在其他活性。土壤中不間斷地進(jìn)行著具有活組織特征的催化反應(yīng)。一種微土壤成分--酶參與這種催化反應(yīng)，使土壤有同生物體相似的活組織的代謝能力【1】。

1.土壤酶的定義

土壤酶是一類比較穩(wěn)定的蛋白質(zhì)。與一般蛋白質(zhì)不同，酶具有特殊的催化能力，屬于一種生物催化劑。酶的催化能力比無(wú)機(jī)催化劑要大十幾倍、幾十倍乃至數(shù)百倍。酶參與土壤中的生物化學(xué)反應(yīng)，并其有與環(huán)境的統(tǒng)一性【2】。酶活性能被某些物質(zhì)激活，也能被某些物質(zhì)抑制。與土壤成分牢固結(jié)合在一起的酶，可長(zhǎng)期地積累在土壤之中，表現(xiàn)出一定的穩(wěn)定性。微生物繁殖中產(chǎn)生的酶和未與土壤成分結(jié)合而處于游離狀態(tài)的酶，易在環(huán)境條件改變時(shí)鈍化。

2.土壤酶的來(lái)源

土壤酶是土壤的組分之一。關(guān)于土壤酶的來(lái)源問(wèn)題，許多人做了大量研究工作。在早期的土壤酶學(xué)研究中，人們認(rèn)為土壤酶來(lái)自土壤微生物【2】。土壤酶是土壤微生物釋放分泌的結(jié)果。隨著酶學(xué)測(cè)試技術(shù)的改進(jìn)提高，其研究?jī)?nèi)容不斷向廣度深度發(fā)展。業(yè)已證明：土壤酶活性包括已積累于土壤中的酶活性，也包括正在增殖的微生物向土壤釋放的酶活性。酶活性既來(lái)源于微生物，也來(lái)源于其他有機(jī)組織〔即來(lái)自植物活體及其殘?bào)w，動(dòng)物活體及其遺骸〕。高等植物根系的活動(dòng)能促進(jìn)土壤酶的積累。按土壤層次觀察，土壤酶與土壤生物量、植物根系分布狀況有關(guān)【12】。

3.土壤酶與植物的關(guān)系

土壤酶系統(tǒng)是土壤中生理活性最強(qiáng)的部分，生長(zhǎng)植物的土壤具有較強(qiáng)的酶活性。由于植物種類有異，根系、微生物種群及數(shù)量不同，分泌的酶類有很大變化，現(xiàn)已沒(méi)有任何懷疑。植物的生活是以葉的光合作用和根的養(yǎng)分吸收為基礎(chǔ)的，而土壤養(yǎng)分變化與酶促作用有關(guān)，所以，土壤酶與植物生長(zhǎng)之間必然存在內(nèi)在聯(lián)系。主要表現(xiàn)在土壤有效養(yǎng)分的釋放與植物于物質(zhì)積累的關(guān)系；酶活性對(duì)植物根系的依賴性；不問(wèn)溫、濕度條件下，土壤生化過(guò)程強(qiáng)度與植物生育的協(xié)調(diào)性；土壤酶動(dòng)態(tài)變化與土壤肥料的關(guān)系等方面。

作物的種類對(duì)土壤酶產(chǎn)生影響。曹成有,滕曉慧,陳家模,崔振波對(duì)在科爾沁地區(qū)采集小葉錦雞兒、樟子松、山竹巖黃芪和差巴嘎蒿這4種22年生固沙群落的土壤樣品中的酶活性進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)小葉錦雞兒對(duì)土壤生物活性的影響最大,其群落土壤中脲酶、磷酸單酯酶、蛋白酶、脫氫酶的活性均明顯高于其他幾種植物群落,表現(xiàn)出強(qiáng)大的改善沙土環(huán)境的能力,可作為優(yōu)良的固沙植物材料在當(dāng)?shù)卮竺娣e推廣應(yīng)用【4】。徐秋芳、劉力、洪月明對(duì)高低產(chǎn)毛竹林地土壤酶活性比較分析，發(fā)現(xiàn)高產(chǎn)竹林地土壤過(guò)氧化氫酶、脈酶、蛋白酶和蔗糖酶的活性都高于低產(chǎn)竹林地磷酸酶活性兩種類間無(wú)明顯不同【5】。

作物生育時(shí)會(huì)對(duì)土壤酶產(chǎn)生影響。中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所(1953)的研究工作表明，種植冬小麥的褐土酶活性變化趨勢(shì)如下:小麥苗期到成熟期，蛋白酶活性、肌酶活性變化趨勢(shì)基本一致。越冬期與收獲后期酶活性最低，幼苗期活性稍高，返青期起氣溫升高，植株生較快。蛋白酶活性、脲酶活性迅速增強(qiáng)，最高都在三月內(nèi)，從拔節(jié)到開(kāi)花期均逐漸下降。蔗糖酶活性自幼苗期迅速上升后，從越冬到開(kāi)花均處在較高的活性水平，小麥成熟期下降，以后稍有回升。表明冬小麥整個(gè)生育時(shí)期與土壤酶活性有密切的關(guān)系【6】。

土壤酶活性與作物生育的協(xié)調(diào)關(guān)系，是在一定的氣候條件下形成的。協(xié)調(diào)性通過(guò)土壤生化過(guò)程中的養(yǎng)分轉(zhuǎn)化表現(xiàn)出來(lái)。在作物生育盛期，如小麥拔節(jié)、開(kāi)花期，大豆?fàn)I養(yǎng)生長(zhǎng)與生殖生長(zhǎng)盛期，作物需要吸收較多的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。此間，土壤酶活性顯著增強(qiáng)，相應(yīng)的有效養(yǎng)分便隨之釋放出來(lái)，并出現(xiàn)一定的積累，而后又迅速降低。表明土壤酶促作用釋放的有效養(yǎng)分，不斷為作物吸收的 結(jié)果。關(guān)松蔭等對(duì)冬小麥不同生育時(shí)期潮土堿性磷酸酶活性與土壤磷素、脲酶活性與土壤氮素之間進(jìn)行動(dòng)態(tài)分析發(fā)現(xiàn)在作物生長(zhǎng)旺盛時(shí)期需要更多養(yǎng)分，土壤生化過(guò)程活躍，可溶性養(yǎng)分及時(shí)釋放【7】。土壤中可溶性養(yǎng)分的積累，能保證作物干物質(zhì)積累所需的物質(zhì)和能量，這就是土壤酶活性與作物生育的協(xié)調(diào)性。

作物的生物學(xué)特性也會(huì)對(duì)土壤酶產(chǎn)生影響。同種作物對(duì)土壤酶活性影響差異較小，栽培不同種類作物，土壤酶活性存在明顯差異。一般認(rèn)為，不問(wèn)種類作物根分泌物，包括分泌酶的種類和數(shù)量有多有少。不僅作物的某些種，而且同種作物不同品種，對(duì)酶活性的影響也不相同。有人對(duì)種植放德薩-10玉米和種植莫斯科夫斯卡婭玉米的土壤脲酶活性進(jìn)行比較，表明不同品種玉米對(duì)酶活性的影響，主要與根系重量有關(guān)。植物根系狀況能引起土壤微生物區(qū)系和酶活性發(fā)生重大變化，進(jìn)而影響土壤物質(zhì)轉(zhuǎn)化。因此可以看出，土壤酶活性與植物生物學(xué)特性之間存在一種依賴關(guān)系。

不同土壤利用狀況對(duì)土壤酶活性也產(chǎn)生影響。有植被覆蓋的土壤酶活性，明顯高于無(wú)植被覆蓋的休閑地酶活性。種植馬鈴薯和糖用甜菜、燕麥、草萄、馬豆和冬黑麥，生草灰化土淀粉酶活性比休閑地相應(yīng)的酶活性高得多。同種土壤種植馬鈴薯的根際土壤淀粉酶比糖用甜菜的酶活性高。棕灰化土種植谷類作物、馬鈴薯或糖用甜，連續(xù)單作23年，蛋白酶、淀粉酶和堿性磷酸酶活性均比鄰近休閑地相應(yīng)的酶活性為高(Beck，1975）。草地永久牧場(chǎng)比鄰近耕地淀粉酶活性高兩倍(Hofmann、Hoffmann，1955)。

不同種植方式對(duì)土壤酶活性的影響。(1)當(dāng)季作物的作用：豆科作物與其他作物混播，常常引起土壤酶活性增強(qiáng)。三葉草與大麥、甜菜混播，比它們各自單獨(dú)種植時(shí)，土壤淀粉酶活性增加30％(Hoffmann，1959)?；一练N玉米時(shí)，淀粉酶活性比單種馬豆時(shí)的酶活性要高〔Hpoxnu等，1972)，一些作物單播，灰化土纖維素酶活性強(qiáng)弱順序是：玉米>小麥>馬鈴薯>三葉草。木聚糖酶活性強(qiáng)弱順序是：甜菜>小麥>馬鈴薯>亞麻。表明不同作物對(duì)酶類的貢獻(xiàn)是有差異的。(2)前季作物的作用：不僅當(dāng)季作物影響土壤酶活也前季作物對(duì)土壤酶活性也有影響。前季為冬小麥和前季為黍的黑麥根際脲酶活性明顯不同，前者每克土為0.35mg NH3-N，后者為0.18mg NH3-N。黃棕壤不同前茬小麥各生育期，土壤脲酶活性基本服從下列順序：玉米+大豆＞大豆＞亞麻＞谷子＞玉米。表明豆科作物和禾本科作物混播，可為后茬作物提供良好的環(huán)境條件。在培肥土壤方面，豆科作物較禾本科作物有更大的貢獻(xiàn)。綠肥作物也可為后作創(chuàng)造較好的土壤生化條件【8】。

4.研究植物生長(zhǎng)對(duì)土壤酶影響的意義

既然土壤酶活性與作物生育有較好的協(xié)調(diào)性，那么酶活性和土壤肥力之間是怎樣的關(guān)系呢？許多研究結(jié)果都回答了這個(gè)問(wèn)題。Holmann提出將土壤酶活性作為衡量土壤的生物學(xué)活性和生產(chǎn)力的指標(biāo)。周禮愷認(rèn)為,將土壤酶活性的總體用于評(píng)價(jià)土壤的肥力水平時(shí)進(jìn)行數(shù)量化分類是完全可能和可行的【1】。土壤酶活性與土壤肥力有很大的關(guān)系【9】。脲酶能分解有機(jī)物,促其水解成氨和二氧化碳【6】。蔗糖酶活性能反映土壤呼吸強(qiáng)度，酶促作用產(chǎn)物--葡萄糖是植物、微生物的營(yíng)養(yǎng)源；蛋白酶能夠反映土壤有機(jī)氮轉(zhuǎn)化狀況，酶促作用產(chǎn)物--氨是植物氮素營(yíng)養(yǎng)源之一；磷酸酶活性能夠表示土壤有機(jī)磷轉(zhuǎn)化狀況，酶促作用產(chǎn)物--有效磷是植物磷素營(yíng)養(yǎng)源之一；過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性與土壤有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化速度有密切的關(guān)系；多酚氧化酶能夠反映土壤腐殖化狀況，酶促氧化產(chǎn)物--醌與土壤中的氨基酸縮合成胡敏酸分子【7】。纖維素分解酶可作為表征土壤碳素循環(huán)速度的重要指標(biāo)。關(guān)松蔭等(1978)研究表明磷酸酶活性較強(qiáng)的土壤，是生產(chǎn)性能較好的土壤。黑壚土脲酶活性與玉米產(chǎn)量有密切關(guān)系，這一趨勢(shì)在無(wú)肥區(qū)表現(xiàn)尤為明顯(黃世緯，1981)。也有人觀察到水稻土蛋白酶活性與水稻產(chǎn)量之間有一定的平行關(guān)系(馬國(guó)瑞，1978)。多數(shù)研究者指出，土壤酶活性的變化，必然反映到土壤肥力上來(lái)，而且證明它們之間存在較好的相關(guān)性。酶活性狀況較好的土壤，土壤生化過(guò)程較活躍，生產(chǎn)性能也較好【1】。土壤過(guò)氧化氫酶、蔗糖酶、磷酸酶、誠(chéng)碌酶、蛋白酶和多酚氧化酶活性之間關(guān)系及總體活性對(duì)評(píng)價(jià)土壤肥力水平有重要意義【10,11】。一般情況下,土壤濕度較大時(shí),酶活性較高,但土壤過(guò)濕時(shí),酶活性減弱,土壤含水量減少,酶活性也減弱。土壤空氣直接影響土壤酶活性,氧與脲酶活性有關(guān)。土壤有機(jī)質(zhì)在各種酶的作用下,釋放出特定的植物養(yǎng)分,因此,酶活性不僅與土壤肥力狀況有關(guān),而且與植物養(yǎng)分的有效性有關(guān)。如在真菌作用下,一些糖酶參與凋落物的分解,致使土壤中有效磷和有效氮增加。酸性磷酸酶活性與各種形態(tài)的土壤磷,酸性、堿性磷酸酶活性與小麥、三葉草根際中的有機(jī)磷均呈正相關(guān)。早在1926年,Waksman與Dubos就提出用土壤過(guò)氧化氫酶的活性作為土壤肥力指標(biāo)。本世紀(jì)許多學(xué)者對(duì)酶活性與土壤肥力之間的關(guān)系作了大量研究,發(fā)現(xiàn)許多酶都表現(xiàn)出專屬性,因此應(yīng)該用與土壤主要肥力因素有關(guān)的、分布最廣的酶活性的總體,而不是用個(gè)別的土壤酶活性表征土壤肥力水平【3】用土壤酶活性評(píng)價(jià)土壤肥力,是因?yàn)槊富钚苑从沉送寥赖木C合性狀,一種酶活性與多種土壤性狀相聯(lián)系,其中脲酶、磷酸酶、轉(zhuǎn)化酶更是如此,它們從本質(zhì)上反映了土壤中氮、碳、磷、鉀的轉(zhuǎn)化強(qiáng)度,以及pH和通透性等多種狀態(tài)。同時(shí)酶活性是一種生物指標(biāo),它反映了生物的要求及其環(huán)境的適應(yīng)能力。土壤酶活性不僅反映了土壤狀態(tài),而且反映了土壤的動(dòng)態(tài)變化。因此,土壤酶活性具有綜合性、生物性和動(dòng)態(tài)性三個(gè)優(yōu)點(diǎn),作為土壤肥力指標(biāo)是很有意義的。

參考文獻(xiàn)

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篇6

1材料和方法

1.1供試土壤與污染物供試土壤采自山東農(nóng)業(yè)大學(xué)試驗(yàn)田土壤,土壤類型為棕壤，取樣方法采用五點(diǎn)法，采集0~20cm耕作層土壤，室溫下風(fēng)干混勻，過(guò)2mm篩，備用。按照文獻(xiàn)[34]測(cè)定土壤理化性質(zhì)，見(jiàn)表1。三氯生標(biāo)準(zhǔn)品質(zhì)量分?jǐn)?shù)為99.5%(購(gòu)自Sigma-Aldrich，USA)，溶于丙酮，配成5g/L儲(chǔ)備液，置于4℃冰箱保存；其它試劑均為分析純。

1.2實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理稱取預(yù)培養(yǎng)好的土壤樣品適量，向土樣加入稀釋至不同濃度的三氯生丙酮溶液,使土樣中三氯生濃度分別為1、5、10、50、100mg/kg干土[29]，同時(shí)取一份加入相同量的丙酮作為對(duì)照，將土樣與三氯生充分混勻,通風(fēng)2h使溶劑揮發(fā)完全，并調(diào)節(jié)土壤含水量為最大持水量的60%，置于培養(yǎng)箱中，25℃恒溫條件下避光培養(yǎng),每2~3d補(bǔ)充水分，保持土樣含水量為最大持水量的60%。培養(yǎng)后第7天、14天、21天、28天、35天和42天時(shí)分別取土樣測(cè)定土壤脲酶和磷酸酶活性，第21天、28天、35天和42天時(shí)測(cè)定土壤過(guò)氧化氫酶活性，每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)。

1.3土壤酶活性測(cè)定方法脲酶活性的測(cè)定，用苯酚-次氯酸鈉比色法[35],于波長(zhǎng)578nm處比色,單位為mgNH4+-N/(g•h)；酸性磷酸酶活性的測(cè)定，采用磷酸苯二鈉比色法[35],于波長(zhǎng)410nm處比色,單位為酚mg/g，以風(fēng)干土重。過(guò)氧化氫酶活性測(cè)定，采用滴定法，酶活性以單位土重消耗的0.02mol/L的高錳酸鉀毫升數(shù)表示[35]。

1.4統(tǒng)計(jì)分析所有檢測(cè)數(shù)據(jù)均重復(fù)3次,并用MicrosoftExcel2003進(jìn)行平均值和標(biāo)準(zhǔn)方差運(yùn)算,以（Mean±S）形式表示。

2結(jié)果與討論

2.1投加三氯生對(duì)土壤脲酶活性的影響脲酶在土壤中存在十分廣泛，是被深入研究的一種水解酶。脲酶與土壤中氮素轉(zhuǎn)化密切相關(guān),與蛋白物質(zhì)一起參與土壤氮素循環(huán)。脲酶的酶促反應(yīng)產(chǎn)物是氨，是植物氮源的重要來(lái)源之一?？刂仆寥离迕富钚缘囊饬x在于脲酶能夠提高尿素氮肥的利用率，同時(shí)可以防止硝酸鹽及亞硝酸鹽的大量積累。三氯生對(duì)脲酶活性的影響狀況見(jiàn)圖1。由圖1可以看出：在開(kāi)始階段（7d），與對(duì)照相比，不同濃度的三氯生對(duì)土壤脲酶活性起抑制作用，到21d時(shí)，脲酶活性趨于空白對(duì)照水平，隨后28d時(shí)，低濃度水平的三氯生(≤50mg/kg)激活脲酶活性，高濃度水平的三氯生(100mg/kg)抑制酶活性,35d以后，在三氯生作用下，土壤脲酶活性均被抑制，高濃度的抑制作用大于低濃度，三氯生濃度為100mg/kg時(shí)，抑制作用最強(qiáng)烈。個(gè)人護(hù)理品中消毒殺菌劑應(yīng)用后對(duì)土壤脲酶活性的影響尚未見(jiàn)報(bào)道，作者推測(cè)造成本次實(shí)驗(yàn)結(jié)果的原因可能是三氯生投加后，在培養(yǎng)初期抑制了部分較敏感的微生物，導(dǎo)致脲酶活性降低。而土壤酶活性從受抑制狀態(tài)又恢復(fù)到初始狀態(tài)，可能是三氯生的添加沒(méi)有對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成不可逆的破壞，在土壤微生物適應(yīng)了環(huán)境的改變后，又有新的最適微生物存活繁殖，維護(hù)了土壤生態(tài)環(huán)境的平衡[36],隨后土壤微生物適應(yīng)了含有三氯生的環(huán)境后，脲酶活性有所增加，但在高濃度三氯生的持續(xù)作用下，多數(shù)土壤微生物產(chǎn)生明顯的抑制作用，使得微生物生物量減少，微生物正常代謝過(guò)程中具有酶促作用的有機(jī)物釋放量減少，導(dǎo)致脲酶活性被抑制。

2.2不同濃度三氯生對(duì)土壤酸性磷酸酶活性的影響狀況土壤磷酸酶酶促作用能加速土壤有機(jī)磷的脫磷速度，可以表征土壤磷素有效化強(qiáng)度。圖2表示不同濃度的三氯生對(duì)土壤酸性磷酸酶活性影響的趨勢(shì)。由圖2可知，與對(duì)照相比，三氯生對(duì)土壤酸性磷酸酶活性的影響,隨培養(yǎng)時(shí)間及污染物濃度水平的不同而不同。三氯生含量低于50mg/kg時(shí)，在培養(yǎng)的前4周，對(duì)土壤酸性磷酸酶活性有不同程度的激活作用，而在第5周時(shí)表現(xiàn)出抑制作用，最后又刺激酶活性。而濃度為100mg/kg時(shí)，三氯生對(duì)土壤酸性磷酸酶活性有不同程度的抑制作用。即在較高濃度三氯生條件下，酸性磷酸酶活性先抑制，大約在第3周由抑制變?yōu)榧せ睿?和第5周時(shí)又抑制，最后恢復(fù)到對(duì)照水平。因此，低濃度的三氯生刺激土壤酸性磷酸酶活性，濃度高達(dá)100mg/kg時(shí)，三氯生抑制土壤酸性磷酸酶活性，但培養(yǎng)的后期磷酸酶活性恢復(fù)到對(duì)照水平?？傮w來(lái)說(shuō),投加三氯生對(duì)土壤酸性磷酸酶活性影響不大,這與NatashaJ等[29]和Liu等[33]的研究結(jié)果相近。在黏土和砂土2種土壤中研究不同濃度的三氯生對(duì)酸性磷酸酶活性影響的結(jié)果表明[29]，三氯生的應(yīng)用在砂土中刺激了酸性磷酸酶活性，而在黏土中對(duì)磷酸酶活性沒(méi)有影響，因此作者認(rèn)為三氯生的影響作用與土壤類型有關(guān)，可能是土壤中微生物內(nèi)在性質(zhì)的不同決定了對(duì)三氯生的響應(yīng)程度不同。但總體來(lái)說(shuō)，2種土壤中三氯生的影響都不大。本研究中采用棕壤土，其理化性質(zhì)與NatashaJ等[29]有很大不同，因此三氯生的影響也有所不同。Liu等[33]的研究同樣表明，磷酸酶活性先增加到最大值后又降低了，盡管總體是抑制效應(yīng)，但在培養(yǎng)過(guò)程中一直在變化，與三氯生濃度間是非線性關(guān)系，且培養(yǎng)的最后酶活性有所恢復(fù)。本實(shí)驗(yàn)在室內(nèi)培養(yǎng)過(guò)程中，三氯生會(huì)發(fā)生降解，產(chǎn)生甲基三氯生[11]，因此在培養(yǎng)后期可能是甲基三氯生的毒性作用導(dǎo)致土壤中酸性磷酸酶活性降低，但由于甲基三氯生的容易吸附到土壤顆粒中，其生物可利用性降低，從而對(duì)土壤酶活性的抑制作用隨著培養(yǎng)時(shí)間逐漸減弱，直至培養(yǎng)后期酶活性逐漸恢復(fù)到空白水平。

2.3三氯生對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的影響過(guò)氧化氫酶是一種分布很廣泛的酶,它能促進(jìn)過(guò)氧化氫對(duì)化合物的氧化作用,有利于防止它對(duì)生物體的毒害作用,其活性可以反映土壤呼吸強(qiáng)度,并與有機(jī)質(zhì)含量、微生物數(shù)量等有關(guān)。不同濃度三氯生對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性（以單位土重消耗的0.02mol/L的KMnO4溶液毫升數(shù)表示）影響狀況見(jiàn)圖3。如圖3所示，在培養(yǎng)初期(21d)，不同濃度的三氯生對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性沒(méi)有影響，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，低濃度三氯生作用下，過(guò)氧化氫酶活性先升高，此后下降到對(duì)照水平。三氯生濃度高于50mg/kg時(shí)，在35d時(shí)抑制了過(guò)氧化氫酶活性，到42d時(shí)，50mg/kg的三氯生作用下，過(guò)氧化氫酶活性恢復(fù)到對(duì)照水平，而100mg/kg的三氯生仍然抑制土壤酶活性，本研究結(jié)果與張麗珍等[37]的有所不同。張麗珍等[37]研究了另一種個(gè)人護(hù)理品中的殺菌劑-三氯卡班對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的影響，研究表明三氯卡班對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性表現(xiàn)為先抑制后激活作用，與本實(shí)驗(yàn)結(jié)果有所不同。可能是因?yàn)楸緦?shí)驗(yàn)中三氯生濃度100mg/kg遠(yuǎn)高于前者(70mg/kg)所致。本次實(shí)驗(yàn)結(jié)果的可能原因是，過(guò)氧化氫屬于活性氧,對(duì)生物體有毒害作用,它在細(xì)胞代謝過(guò)程中不斷產(chǎn)生和消除,處于低水平的動(dòng)態(tài)平衡。本實(shí)驗(yàn)培養(yǎng)初期，三氯生的加入基本沒(méi)有破壞該平衡，但在28d時(shí)，低濃度三氯生的脅迫使過(guò)氧化氫的產(chǎn)生和消除間的平衡遭到破壞,導(dǎo)致過(guò)氧化氫的積累[38],這就刺激了過(guò)氧化氫酶的分泌以消除多余的過(guò)氧化氫,表現(xiàn)為酶活性的增強(qiáng)，而高濃度的三氯生可能會(huì)抑制土壤中的大部分微生物，使過(guò)氧化氫酶的產(chǎn)生受到抑制，濃度越高，這種抑制作用持續(xù)時(shí)間越長(zhǎng)。

3結(jié)論

篇7

1濕地生態(tài)系統(tǒng)預(yù)警的必要性

濕地生態(tài)質(zhì)量是濕地環(huán)境質(zhì)量的核心。它是以生態(tài)學(xué)理論為基礎(chǔ),從濕地生態(tài)系統(tǒng)層次上研究系統(tǒng)各組成、變化規(guī)律和相互間關(guān)系,以及人為作用下結(jié)構(gòu)和功能的變化,從而評(píng)價(jià)濕地環(huán)境質(zhì)量,因此濕地生態(tài)質(zhì)量及其評(píng)價(jià)的綜合性極強(qiáng)。對(duì)濕地生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行預(yù)警,也就是對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)層面上的預(yù)警研究,具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

1.1濕地生態(tài)系統(tǒng)的整體性

濕地生態(tài)系統(tǒng)是陸地與水域之間相互作用形成的特殊綜合體,包括了所有的陸地淡水生態(tài)系統(tǒng),如河流、湖泊、沼澤,以及陸地和海洋過(guò)渡地帶的濱海濕地生態(tài)系統(tǒng),同時(shí)還包括海洋邊緣、部分咸水和半咸水水域,主要受地形、地質(zhì)、土壤、水源、動(dòng)物、植物、人類等因素的影響,應(yīng)從整體上把握濕地結(jié)構(gòu)、功能和變化,不能孤立地分析或研究以上因素[6]。濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警是對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)各個(gè)成分進(jìn)行綜合考慮,從整體上把握濕地的生態(tài)質(zhì)量。

1.2濕地生態(tài)系統(tǒng)的復(fù)雜性

生態(tài)系統(tǒng)指“物理、化學(xué)和生物學(xué)成分,如土壤、水、植物、動(dòng)物和營(yíng)養(yǎng)物,以及它們之間的相互作用”[7]。濕地生態(tài)系統(tǒng)提供了復(fù)雜完備的動(dòng)植物群落,具有極其復(fù)雜的生物多樣性。濕地生態(tài)系統(tǒng)是一個(gè)復(fù)雜的非線性動(dòng)態(tài)過(guò)程,其內(nèi)部各組成要素之間,以及各要素與外部環(huán)境之間是相互制約、相互作用的[8]。濕地生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成要素發(fā)生作用的時(shí)空序列、影響強(qiáng)度和方向,以及它們之間的相互影響處于不斷變化之中,單個(gè)構(gòu)成要素的變化也會(huì)引起其它相關(guān)要素的變化,從而導(dǎo)致系統(tǒng)整體的重大變動(dòng),這就使?jié)竦厣鷳B(tài)系統(tǒng)更具復(fù)雜性。濕地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部的陸地生態(tài)系統(tǒng)與水域生態(tài)系統(tǒng),以及濕地生態(tài)系統(tǒng)與其它生態(tài)系統(tǒng)之間持續(xù)不斷的進(jìn)行著復(fù)雜的物質(zhì)循環(huán)、能量流動(dòng)和信息交換,從而維持系統(tǒng)的穩(wěn)定,使?jié)竦刭Y源的價(jià)值得以持久、充分的體現(xiàn),所以人們只有借助計(jì)算機(jī)系統(tǒng)才能對(duì)其復(fù)雜性有一個(gè)科學(xué)直觀的認(rèn)識(shí)。

1.3濕地生態(tài)系統(tǒng)的敏感性與生態(tài)脆弱性

濕地水文、土壤、氣候相互作用,形成了濕地生態(tài)系統(tǒng)環(huán)境的主要因素。單個(gè)因素的改變會(huì)引起生態(tài)系統(tǒng)的變化,通常表現(xiàn)為對(duì)外界干擾的敏感性和受干擾后的不可恢復(fù)性,進(jìn)而影響生物群落結(jié)構(gòu),引起濕地生態(tài)質(zhì)量的變化。自然因素如洪水、干旱,以及人類活動(dòng)如河流及地下水過(guò)度提取、水污染等嚴(yán)重影響了區(qū)域水文狀況,進(jìn)而影響到土壤呼吸、有機(jī)質(zhì)和海洋濕地鹽度等生態(tài)系統(tǒng)中的非生物因子,同時(shí)影響到濕地種群的組成和豐度、初級(jí)生產(chǎn)力、有機(jī)質(zhì)累積以及營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)循環(huán),改變濕地結(jié)構(gòu)和功能,導(dǎo)致生態(tài)質(zhì)量下降。由于濕地生態(tài)系統(tǒng)的脆弱性,極易造成濕地生態(tài)質(zhì)量降低。因此,必須建立濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警系統(tǒng),及時(shí)預(yù)測(cè)和預(yù)報(bào)其動(dòng)態(tài)變化,有效地維持濕地生態(tài)質(zhì)量,使?jié)竦厣鷳B(tài)系統(tǒng)得到健康運(yùn)行。

1.4濕地生態(tài)系統(tǒng)調(diào)控的滯后性

由于濕地生態(tài)系統(tǒng)處在動(dòng)態(tài)變化之中,人們開(kāi)展了各種類型的動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè),但都是在濕地生態(tài)質(zhì)量退化發(fā)生之后才通過(guò)檢測(cè)結(jié)果得到認(rèn)識(shí)并采取相應(yīng)的治理措施,而此時(shí)的濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能已經(jīng)受到一定程度的破壞,利用效益降低,致使我國(guó)的濕地管理缺乏超前性和持久性。鑒于此,必須進(jìn)行濕地生態(tài)質(zhì)量的預(yù)警研究。通過(guò)研究掌握濕地生態(tài)質(zhì)量變化狀況及其規(guī)律,預(yù)測(cè)一定時(shí)期內(nèi)的變化方向與變化程度,采取適當(dāng)措施進(jìn)行調(diào)控,實(shí)現(xiàn)濕地生態(tài)系統(tǒng)調(diào)控的超前性,避免濕地退化,保障濕地資源的永續(xù)利用。

2濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警的意義

濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警就是在全面準(zhǔn)確地把握區(qū)域濕地生態(tài)系統(tǒng)的運(yùn)行狀況和變化規(guī)律的基礎(chǔ)上,對(duì)區(qū)域濕地生態(tài)質(zhì)量的現(xiàn)狀和未來(lái)進(jìn)行測(cè)度,預(yù)報(bào)不正常狀態(tài)的時(shí)空范圍和危險(xiǎn)程度,提出防范措施。濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警理論闡明了濕地生態(tài)質(zhì)量變化規(guī)律,為濕地資源的可持續(xù)利用與管理提供參考依據(jù)。管理者利用預(yù)警的超前性,可以及時(shí)掌握濕地生態(tài)質(zhì)量的變化趨勢(shì),不至于在警情爆發(fā)的情況下才采取補(bǔ)救措施,改變了濕地生態(tài)質(zhì)量管理的滯后性。此外,濕地生態(tài)系統(tǒng)極其復(fù)雜,應(yīng)借用一定的理論和方法對(duì)濕地生態(tài)質(zhì)量進(jìn)行全面的分析研究,把握濕地生態(tài)質(zhì)量變化規(guī)律,以此為基礎(chǔ)進(jìn)行科學(xué)的調(diào)控決策和生態(tài)質(zhì)量預(yù)警,及時(shí)了解濕地生態(tài)質(zhì)量狀況,進(jìn)行科學(xué)管理,從而維持濕地生態(tài)過(guò)程的連續(xù)性、濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性和功能的完整性。

3濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警的基本內(nèi)容

3.1警義

警義即預(yù)警指標(biāo)。選取預(yù)警指標(biāo)時(shí),既要結(jié)合我國(guó)不同區(qū)域的濕地狀況,同時(shí)也要考慮所選取指標(biāo)的全面性、主導(dǎo)性、易變性、科學(xué)性和可操作性。本文采用張崢等在有關(guān)自然保護(hù)區(qū)生態(tài)評(píng)價(jià)理論的基礎(chǔ)上,建立了一套適合我國(guó)現(xiàn)狀的濕地生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)體系(表1)。多樣性指標(biāo)包括物種多樣性和生境類型多樣性[10],一般將鳥(niǎo)類作為濕地物種多樣性的考察對(duì)象;代表性指標(biāo)是度量濕地生態(tài)系統(tǒng)的生物區(qū)系,群落結(jié)構(gòu)與所在地理省或某一生態(tài)地理區(qū)域整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)相似程度的指標(biāo),生態(tài)系統(tǒng)的代表性狀況需要全體物種加以反映;稀有性指標(biāo)主要指濕地物種或生境等在自然界的存在數(shù)量[9],從而判斷其稀有程度;自然性指標(biāo)主要由人類對(duì)濕地的干擾程度來(lái)衡量;適宜性指標(biāo)主要由野生生物所生存和繁衍的濕地環(huán)境中的濕地面積、水質(zhì)條件和植被覆蓋率等構(gòu)成;生存威脅指標(biāo)的穩(wěn)定性指標(biāo)反映了物種、群落、生態(tài)系統(tǒng)等對(duì)環(huán)境變化的內(nèi)在敏感程度;人類威脅是指人類活動(dòng)對(duì)濕地內(nèi)生物、土壤、景觀等自然資源造成的危害情況,分為直接威脅和間接威脅[10]。#p#分頁(yè)標(biāo)題#e#

3.2警情

警情是指事物發(fā)展過(guò)程中出現(xiàn)的極不正常的情況,也就是已經(jīng)出現(xiàn)或?qū)?lái)可能出現(xiàn)的問(wèn)題。警情是預(yù)警的前提。如濕地生態(tài)功能有較大幅度下降,就可認(rèn)為出現(xiàn)了警情;濕地生態(tài)系統(tǒng)遭受自然和人類活動(dòng)的破壞,導(dǎo)致濕地生態(tài)質(zhì)量的下降,也可以認(rèn)為出現(xiàn)了警情。濕地生態(tài)質(zhì)量警情主要是指生態(tài)功能和利用效益的降低,也包括對(duì)濕地的盲目開(kāi)墾和改造造成的我國(guó)天然濕地面積消減、功能下降、泥沙淤積日益嚴(yán)重等。

3.3警源

警源是指產(chǎn)生濕地生態(tài)質(zhì)量系統(tǒng)警情的根源或源頭,可分為自然警源、外在警源和內(nèi)在警源[11]。自然警源是指各種可引發(fā)自然災(zāi)害從而對(duì)濕地生態(tài)質(zhì)量造成破壞的自然因素,如洪澇、干旱、海水入侵等;外在警源是由濕地生態(tài)系統(tǒng)外輸入的警源,主要指在經(jīng)濟(jì)利益驅(qū)使下不合理地開(kāi)發(fā)利用濕地資源,導(dǎo)致濕地被破壞和退化的人類活動(dòng),過(guò)高的生產(chǎn)和生活資料價(jià)格會(huì)因人們的急功近利而加劇濕地退化;內(nèi)在警源則是濕地生態(tài)系統(tǒng)自身的運(yùn)行狀況及機(jī)制,包括對(duì)濕地資源的開(kāi)發(fā)利用行為、濕地管理行為、濕地資源保護(hù)制度、濕地資源產(chǎn)權(quán)制度等因素。如對(duì)濕地資源產(chǎn)權(quán)的界定不清,會(huì)引發(fā)人們的一些短期行為;我國(guó)濕地占用成本相對(duì)較低,一定程度上導(dǎo)致濕地遭遇危機(jī)。對(duì)警源加以區(qū)分,可使人們?cè)谶M(jìn)行濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警的過(guò)程中,對(duì)自然警源和內(nèi)在警源進(jìn)行預(yù)測(cè),而對(duì)外在警源只能從宏觀上加以把握,結(jié)合其發(fā)展規(guī)律,對(duì)預(yù)測(cè)結(jié)果做一個(gè)趨勢(shì)上的修正[11]。

3.4警兆

警兆是指警情爆發(fā)之前的一種預(yù)兆,是警源過(guò)渡到警情的中間狀態(tài)。濕地生態(tài)質(zhì)量系統(tǒng)警兆包括景氣警兆和動(dòng)向警兆。景氣警兆一般以實(shí)物運(yùn)動(dòng)為基礎(chǔ),表示濕地生態(tài)質(zhì)量某一方面的景氣程度[12]。如濕地生態(tài)系統(tǒng)中物種多樣性程度、植被覆蓋率、水質(zhì)條件等均屬景氣警兆;而濕地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)動(dòng)植物資源的市場(chǎng)價(jià)格,人們的收入水平等這些并不直接表示濕地生態(tài)質(zhì)量景氣程度的指標(biāo),均屬動(dòng)向警兆。景氣警兆屬于內(nèi)生變量,是濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警所能選取的指標(biāo);動(dòng)向警兆屬外生變量,與濕地生態(tài)質(zhì)量無(wú)直接關(guān)系,定性分析時(shí)可作為預(yù)測(cè)依據(jù),定量分析時(shí)不作為預(yù)警指標(biāo)。

3.5警度

警度是衡量濕地生態(tài)質(zhì)量系統(tǒng)警情的大小程度。一般分為無(wú)警、輕警、中警、重警和巨警。不同指標(biāo)的警度值域可能不一樣,或者同樣的值域、不同指標(biāo)的警度則不一樣[12]。如對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的魚(yú)類總量來(lái)說(shuō),減少幅度在5%—10%為輕警;而對(duì)于濕地總面積來(lái)說(shuō),則可能為中警乃至重警。

3.6確定預(yù)測(cè)模型

在濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警指標(biāo)體系中,對(duì)部分難以直接預(yù)測(cè)的指標(biāo),在保證其客觀性的基礎(chǔ)上,可通過(guò)調(diào)查和專家模糊評(píng)價(jià)法獲得,而對(duì)于可以直接預(yù)測(cè)的預(yù)警指標(biāo),可以通過(guò)統(tǒng)計(jì)分析法中時(shí)間序列分析模型和回歸模型,以及灰色系統(tǒng)方法中的灰色預(yù)測(cè)模型來(lái)預(yù)測(cè)。時(shí)間序列分析法:該方法可采用下述指數(shù)平滑模型求得序列的平滑預(yù)測(cè)值:^yt+1=^yt+α(yt-^yt)(1)…………………………式中,^yt+1、^yt為預(yù)測(cè)值,yt為實(shí)際值,α稱為平滑常數(shù)。此式的物理意義在于預(yù)測(cè)值是前期實(shí)際值和預(yù)測(cè)值的加權(quán)和。其中,α的確定是按照優(yōu)選法的規(guī)則,選擇不同的α代入模型計(jì)算預(yù)測(cè)值序列,以實(shí)際值和預(yù)測(cè)值的差的平方和最小為準(zhǔn)則,確定α值?；貧w分析法:此法是基于多年的實(shí)測(cè)資料,運(yùn)用最小二乘法原理建立由相關(guān)因素求得預(yù)警指標(biāo)預(yù)測(cè)值的一類方法?；貧w模型可用下式表示:y=a+Σbixi(2)…………………………………式中,y為預(yù)警指標(biāo)的預(yù)測(cè)值,a為常數(shù),bi為回歸系數(shù),xi為自變量的實(shí)測(cè)值。根據(jù)xi性質(zhì)的不同和數(shù)量的多少,回歸分析模型可分成多項(xiàng)式回歸模型、數(shù)量化理論模型等?；疑A(yù)測(cè)法:GM(1,1)模型為該方法的基本算法,該類模型可用下式表示:^x(0)(t+1)=^x(1)(t+1)-^x(1)(t)(3)……………式中,^x(0)(t+1)為t+1年預(yù)警指標(biāo)的預(yù)測(cè)值;^x(1)(t+1)為t+1年預(yù)警指標(biāo)的累加生成模擬,^x(1)(t)為t年預(yù)警指標(biāo)的預(yù)測(cè)值。

4濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警的基本思路及主要方法

濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警一般要經(jīng)過(guò)確定警情、尋找警源、分析警兆、預(yù)報(bào)警度4個(gè)邏輯過(guò)程。濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警的技術(shù)流程見(jiàn)圖3。依據(jù)濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警機(jī)制及預(yù)警對(duì)象與方法相匹配原則,濕地生態(tài)質(zhì)量預(yù)警的基本方法有:①黑色預(yù)警,即根據(jù)警情的時(shí)間序列波動(dòng)規(guī)律進(jìn)行直接預(yù)警。②黃色預(yù)警,即根據(jù)警兆進(jìn)行預(yù)警。此預(yù)警方法結(jié)合濕地生態(tài)質(zhì)量的自身特性和系統(tǒng)的要求進(jìn)行預(yù)警,根據(jù)警兆的警級(jí)預(yù)報(bào)警度進(jìn)行分析,是一種由內(nèi)因或外因到結(jié)果的分析,是最常用的預(yù)警方法。③紅色預(yù)警,是依據(jù)警兆以及各種環(huán)境、人類活動(dòng)因素進(jìn)行估計(jì)。即在黃色預(yù)警的基礎(chǔ)上,結(jié)合實(shí)際情況進(jìn)行預(yù)測(cè),做到定量分析與定性分析相結(jié)合。④綠色預(yù)警,是借助于遙感技術(shù),依據(jù)警情指標(biāo)的態(tài)勢(shì),特別是植被生長(zhǎng)的綠色程度進(jìn)行估計(jì)。⑤白色預(yù)警,是指基本掌握警因的條件下用計(jì)量技術(shù)進(jìn)行預(yù)測(cè)[13]。此方法還不成熟,處于探索階段。