麻风树规模化种植对土壤理化性质的影响

顾小凤, 刘鸿雁, 涂宇, 李政道, 张瑞瑞, 王旭莲

麻风树规模化种植对土壤理化性质的影响

顾小凤, 刘鸿雁*, 涂宇, 李政道, 张瑞瑞, 王旭莲

贵州大学农学院, 贵阳 550025

麻风树(L)属大戟科的能源植物, 为探讨麻风树规模化种植对土壤理化性质的影响, 选取罗甸县种植麻风树1年、3年和20年的基地, 以开垦前的荒草地和杉木林地为对照, 研究土壤理化性质的变化。结果表明: 未开垦的荒草地含水量最高, 为6.26%; 将荒草地和杉木林地开垦种植麻风树1年后, 土壤有机质和pH大幅降低, 荒草地有机质从46.88下降至19.24 g·kg-1, pH从6.04下降至4.98, 同时土壤全氮、全磷、全钾和碱解氮均下降, 有效磷和速效钾上升, 由于破坏了土壤腐殖质层, 种植1年后土壤腐殖质显著下降, 降幅最高可达26.61%; 随着种植年限的增加, 土壤肥力的各项指标呈现先降低, 再逐渐上升的趋势, 但差异不显著, 种植3年的土壤腐殖质及腐殖质占有机质的比例最低, 20年后又逐渐上升。可见, 在短期内规模化种植会导致土壤肥力下降, 土壤腐殖化程度降低, 要注意培肥土壤; 规模化种植改变了土地利用方式, 土壤腐殖质层结构破坏、有机质迅速分解、pH显著降低、土壤碳释放、土壤酸化和矿质养分淋失等可能会导致一定的生态环境风险。

麻风树; 规模化种植; 土壤pH; 土壤养分; 有机质

0 前言

麻风树(L.)属大戟科麻疯树属能源植物, 又名小桐子、小油桐、膏桐等, 是中国西部干热河谷地区保水固土、恢复生态的主要选择树种[1]。随着生物质能的开发, 麻风树规模化种植面积增加, 规模化种植后土壤理化性质急剧变化。贵州省罗甸县水土流失敏感性较强, 规模化种植可能会对当地生态环境造成一定的影响[2]。

由自然生态的荒地、林地等转变为人为耕作条件时, 土壤理化性质会发生很大变化, 首先是土壤肥力的变化。研究发现将荒地转变为麻风树种植园后, 土壤微生物多样性降低, 分布变得不均匀, 因土壤微生物群落在养分循环和能量流动中起着重要作用, 故土壤理化性质也受到影响, 转变后, 土壤pH降低, 有效磷和速效钾增加[3]; 同时肥料的施用也会加速土壤肥力条件的转变, 有研究发现, 氮肥的来源显著影响土壤碱解氮和有效磷, 通过对麻风树土壤进行有机肥和氮肥的培育, 导致土壤养分有效性和微生物生物量碳以及土壤微生物种群上升[4]; 在种植麻风树三年后, 因人为施肥, 土壤pH显著下降, 有效磷和碱解氮上升[5]。由于人为活动的大量扰动, 土壤碳库急剧变化, 会对大气环境产生一定影响。在对麻风树土壤碳库的研究中发现, 在土壤扰动较小的多年生系统中, 有机物分解缓慢[6]; 还有学者在凋落物对土壤碳氮磷影响研究中发现, 在天然林中, 土壤C含量为成熟林最大, 而N、P含量则近熟林最大[7]; 麻风树叶片累积后, 凋落物的分解可显著提高土壤NO2和CO2排放率[8]; 麻风树生物量可能具有负面影响, 它会通过刺激CH4和CO2的产生以及抑制CH4的消耗来影响土壤温室气体循环过程[9]。另有学者发现, 不同林龄人工林在0—20 cm层土壤SOC含量存在显著差异[10]; 为了全面掌握规模化种植麻风树对土壤性质的影响, 我们以规模化种植1年、3年及20年的为研究对象, 以种植前的荒草地和杉木林地为对照, 研究规模化种植前后及生长期间土壤理化性质的变化, 探讨其可能产生的环境影响。

1 材料与方法

1.1 研究区自然地理状况

本研究区域位于贵州省南部的黔南州罗甸县, 东经106°23′—107°03′, 北纬25°04′—25°45′, 东西宽63 km, 南北长72 km, 总面积3013 km2, 罗甸县属于干热河谷地区, 具有春早、夏长、秋迟、冬短的特点, 日照为1350—1520 h, 年平均温度达20℃, 极端最高气温40.5℃, 极端最低气温零下3.5℃, 年均降雨量为1150 mm, 无霜期长达335 d左右, 有“天然温室”之称, 气候温和、雨量充沛、生物资源丰富, 适宜种植杉、松、泡桐等速生优质用材林和油桐、柑桔、大叶茶等经济林木。气候类型为中亚热带气候, 土壤类型为山地黄壤, 具有典型的喀斯特碳酸盐岩地质背景, 易产生水土流失, 是较敏感的生态脆弱区。

1.2 采样点的选择

1.2.1 高里村

高里村位于罗甸县茂井镇, 麻风树种植基地由灌丛荒草地开垦而成, 种植面积为533.33 hm2, 由中水绿能公司承包, 品种为外地品种, 种植年限1年, 株高平均2.5 m, 径粗平均15 mm, 挂果情况良好, 春夏两季施用有机复合肥, 用量为600—900 kg·hm-2, 同时在夏季施用除草剂; 在高里村选择两个采样区域, 一为开垦前的荒草地(WL), 二是种植麻风树的基地(GL)。

1.2.2 林场

罗甸县天鹅山林场位于罗甸县城西北方向, 麻风树种植基地由杉木林场砍伐迹地开垦而成, 为林业局种植基地, 种植面积为8 hm2, 主要为红水河谷的本地品种, 种植年限1年, 株高平均2.0 m, 径粗平均10 mm, 挂果情况良好, 春夏两季施用有机复合肥, 用量为150—225 kg·hm-2, 同时在夏季施用除草剂; 在林场选择两个采样区域, 一是基地旁的杉木林地(CF), 二是种植麻风树的基地(LC)。

1.2.3 林勤村

林勤村位于罗甸县沫阳镇东南方向, 312省道旁, 林勤村麻风树种植面积约6.67 hm2, 由中水绿能公司承包, 为外地品种, 种植年限约3年, 株高平均2.8 m, 径粗平均19 mm, 挂果情况良好, 春夏两季施用有机复合肥, 用量为600—900 kg·hm-2, 同时在夏季施用除草剂; 在林勤村选择一个采样区域(LQ)。

1.2.4 平亭村

平亭村位于罗甸县罗暮乡西南方向, 平亭村有传统种植麻风树的习惯, 种植面积约0.20 hm2, 是野生麻疯树种源地, 种植年限在20年左右, 株高平均1.8 m, 径粗平均9 mm, 挂果情况一般, 麻风树作为绿篱种植呈零星分布, 没有施肥和除草剂。在平亭村选择一个采样区域(PT)。

采集各区域内具有代表性的土样, 为了保证土壤特性的可比性, 所选择的样地土壤母质基本一致, 主要为第四系豁土或老风化壳, 土壤类型为发育于砂岩和砂页岩上的酸性红壤和黄红壤。选择的采样点、地形基本一致, 近期施肥耕作措施、植物生长表现基本相同。研究区域概况如表1所示:

1.3 样品采集及分析

在研究区域采集混合样品, 按S形线路采集0—20 cm土壤后, 平铺在提前准备好的塑料布上摊平, 把土壤中的碎石子、枯枝落叶等挑捡出去, 用四分法对角取两份混合放在布袋里, 样品重1 kg左右即可, 其余可弃去, 附上标签, 注明采样地点、采土深度、采样日期和采样人。将土壤采集好后带回实验室, 在土样制备室将样品进行风干处理, 风干之后进行研磨, 过100目和20目筛, 制备好的土样装入自封袋备用。

土壤理化性质测定和计算方法参考鲍士旦［11］的分析方法: 土壤含水量用烘干法, 土壤容重用环刀法, 土壤质地用比重计法, 土壤pH值采用电位测定, 土壤全氮采用半微量开氏法, 全磷采用高氯酸－硫酸法, 土壤全钾测定氢氧化钠熔融－火焰光度法, 土壤碱解氮采用碱解扩散法, 土壤有效磷采用盐酸－氟化铵提取－钼锑抗比色法, 土壤速效钾醋酸铵－火焰光度计法。土壤有机质测定采用重铬酸钾容量法－外加热法, 腐殖质含量采用焦磷酸钠浸提－重铬酸钾氧化法, 胡敏酸含量采用重铬酸钾氧化－外加热法, 腐殖酸含量采用差减法。

1.4 数据处理及分析

采用DPS 14.10软件和SPSS 22.0软件进行数据处理, 采用最小显著差异(Least significant difference, LSD)法对相关指标进行差异显著性检验, 采用Origin 2018软件制图。

2 结果与分析

2.1 土壤物理性质的变化

由图1可知, 在将荒草地开垦种植后, 土壤容重在1年后, 有所增加, 但差异不显著, 将林地砍伐迹地开垦后, 土壤容重变化与荒草地一致; 在种植3年后, 土壤容重无明显变化; 种植20年后的平亭村, 土壤容重较高里村基地出现下降趋势, 从1.32 g·cm–3下降至0.92 g·cm–3, 且达到显著水平。

表2为研究区域的土壤含水量和质地分析, 表3为含水量与质地组成的相关性分析: 由表2和表3可知, 研究区域的土壤属于粘壤土和粘土。从数值上看, 含水量最高的是高里村荒地, 与高里村种植基地相比, 砂粒含量小, 粘粒含量高, 有利于土壤水分的保蓄。林场的林地对照含水量较低, 与其土壤中的高砂粒含量和低粘粒有关。对含水量与机械组成做相关分析显示: 含水率与砂粒相关系数为–0.562, 达显著负相关; 含水率与粘粒相关系数为0.630, 呈显著正相关; 与粉粒相关系数为0.446, 达显著相关水平。

2.2 土壤pH、有机质和养分的变化

土壤pH值变化如图2所示: 将荒草地开垦种植麻风树1年后, 土壤pH变化明显, 荒草地土壤pH为6.04, 1年后土壤pH仅为4.98, 下降了1个多单位, 差异显著; 在林场, 林地土壤pH为4.97, 林地开垦种植1年后pH为4.85, 略有下降; 种植麻风树3年的林勤村土壤pH为6.29, 种植麻风树20年的平亭村土壤pH为6.03, 均与种植1年的高里村基地差异显著。

表1 研究区域基本概况

不同小写字母表示处理间差异显著(P<0.05)(下同)

Figure 1 Soil bulk density

如图3(a)所示, 在6个研究区域内, 荒草地的有机质含量最高, 达到了46.88 g·kg-1, 开垦种植1年后, 有机质含量为最低, 仅有19.25 g·kg-1, 差异显著; 林地开垦种植1年后, 有机质含量也呈现下降趋势, 但差异不显著; 有机质含量与长期种植相比未出现明显变化。

氮磷钾作为土壤养分的重要组成, 如图3(b)所示全氮水平表现为荒草地最高, 达到2.22 g·kg-1, 开垦种植1年后, 全氮含量下降, 下降幅度为41%, 达差异显著水平; 林场基地的全氮含量相较于林场林地下降了19%, 差异不显著。图3(c)显示种植20年的平亭村土壤全磷含量为0.87 g·kg-1, 显著高于其他样地土壤, 其他样地土壤间全磷含量无显著差异。图3(d)所示, 种植3年的林勤村全钾含量最高, 其次是种植20年的平亭村, 高里村基地和林场基地相对于荒地和林地分别从16.37减少至15.24 g·kg-1, 14.84减少至13.41 g·kg-1, 但差异不显著。

表2 土壤含水量及质地

土壤速效养分的变化如图4所示, 图4(a)中, 荒草地碱解氮含量最高, 种植20年的平亭村的碱解氮含量最低。图4(b)中, 荒草地开垦后, 土壤的有效磷含量呈现上升的趋势, 增加了23.33 mg·kg-1, 差异显著; 林场基地较林地增加了2.17 mg·kg-1; 平亭村有效磷含量最高, 为21 mg·kg-1, 与其余研究区域之间差异显著, 在腐殖质层破坏和开垦条件下, 会加速土壤有效磷的释放。图4(c)所示荒草地开垦种植1年后速效钾含量最高, 达到了130 mg·kg-1, 比荒草地高出55 mg·kg-1, 土壤开垦加速了土壤速效钾的释放, 6块样地间差异不显著。

表3 相关分析数据矩阵

**表示在0.01水平上显著相关(下同); *表示在0.05水平上显著相关

图2 土壤pH值

Figure 2 Soil pH value

图3 土壤有机质及全量养分变化

Figure 3 Soil organic matter and total nutrient change

图4 土壤速效养分变化

Figure 4 Soil available nutrient change

2.3 土壤腐殖质组分的变化

图5显示了土壤腐殖质组分的变化, 图6显示了胡富比和有机质中腐殖质占比。林地腐殖质含量最高, 达到了6.33 g·kg-1, 荒草地次之, 腐殖质含量为6.05 g·kg-1, 与种植麻风树土壤的腐殖质含量达差异显著水平。胡敏酸和富里酸呈现与腐殖质一样的趋势, 其中, 种植麻风树1年后, 高里村基地的胡敏酸下降了54%, 富里酸下降了0.06%, 林场基地的胡敏酸下降了22%, 富里酸下降了0.04%, 种植前后均达到差异显著水平; 种植3年的林勤村, 胡敏酸和富里酸含量最低, 其中胡敏酸含量为0.75 g·kg-1, 富里酸含量为1.03 g·kg-1。荒草地胡富比最高, 开垦种植1年后, 胡富比降低, 种植3年后, 胡富比升高, 种植20年后, 胡富比又降低。土壤有机质中腐殖质的占比规律与胡富比相反, 在开垦种植1年, 腐殖质占比升高, 3年后, 腐殖质占比降到最低, 差异显著, 20年后, 腐殖质占比又回升保持稳定。

图5 土壤腐殖质组分变化

Figure 5 Changes in soil humus composition

图6 土壤有机质中腐殖质占比及胡富比

Figure 6 Humus ratio soil organic matter and HA/FA

3 讨论

3.1 土壤物理性质的变化

土壤容重的变化一是受到林龄的影响, 林木的生长能有效降低地表风蚀, 随着林龄的增加, 地表枯落物增多, 土壤结构改善, 容重减小; 此外, 土地利用方式的改变, 也会对土壤容重产生影响, 荒草地开垦后, 土壤结构被破坏, 土壤紧实度增加[26]。本试验中, 经过20年的自然生长, 平亭村麻风树根系发达, 穿插作用强, 植物凋落物多, 腐殖化程度高, 土质疏松, 土壤容重较种植年限短的土壤小, 结构良好。土壤水分是土壤系统养分循环和流动的载体, 地表凋落物层厚, 土壤水分蒸发量少, 土壤水分含量相应较高[15]。高里村荒草地土壤含水量最高, 一是荒草地凋落物层较厚, 另外, 荒草地地表根系分布较其他样地密, 根系可涵养土壤水分, 根际生物活动强, 水分含量也相对较高, 因此土壤水分显著高于麻风树种植区。

3.2 土壤pH、有机质和养分的变化

在自然条件下土壤钙镁等盐基离子淋溶作用较强, 垦植后土壤腐殖质层破坏, 加速了土壤酸化。高里村荒草地在垦植过程中去除了表层土壤, 表层植被层和腐殖质层破坏, 交换性盐基离子流失严重, 导致土壤pH急剧下降。林场基地对照为林地, 表层土壤没有破坏, pH变化不显著。大量研究表明, 森林土壤比农田土壤更易发生酸化[12-13]; 有研究结果显示, 在种植麻风树三年后, 土壤pH下降[5]。造林后, 林地较草地, 土壤pH下降一个单位左右, 幼龄林相较于草地, 土壤pH差异显著, 而在中熟林与过熟林, 土壤pH和草地之间变化不显著[16]; 上述研究与本试验结果基本一致。造林后, 土壤pH的变化也与树种有关, 不同树种对养分需求的差异, 导致养分循环不同, 土壤pH也会产生变化差异。

土壤有机质含量变化直接影响土壤理化性质以及供应给植物的营养水平, 能反映植物对土壤养分的利用水平[14], 而植物群落的变化会对有机质产生影响[18], 表层土壤有机碳含量随林龄的增大而增大[24], 荒地一般相较于林地能积累更多的土壤有机质[19]。在种植麻风树的试验中发现土壤有机质在种植过程中有降低的趋势[20]。对攀枝花地区麻风树土壤养分状况研究的结果也发现土壤有机质下降, 且推测土壤有机质下降的原因是规模化种植林丛比较郁闭, 其它物种在林下生长受限, 地表层积累偏少; 麻风树凋落物真正的干重是很少的, 且枝叶浓密, 林地郁闭, 落叶易腐, 野外人为干预少[25]。在本研究中, 除荒地种植后有机质急剧变化, 其他立地条件下土壤有机质无显著差异, 这与上述研究存在一定差异, 主要是麻风树种植年限较短, 长期种植的环境效应尚未显现。

在森林土壤中, 土壤养分具有表聚性, 土壤表层有机质和氮素大多来源于枯落物分解, 并受其制约[14]; 研究发现将荒地转变为麻风树种植园土壤的微生物组成产生变化[3], 可能对土壤的生物化学活性和理化性质产生深远影响, 会导致有效磷和速效钾增加, 且指出有效磷和速效钾的增加可能是由于植物对这些营养素的吸收相对较低, 而不是通过肥料和粪肥添加的; 同时, 施用复合肥能快速、有效地提高土壤有效氮、磷及钾的含量[17]。有研究表明种植麻风树后, 土壤碱解氮和有效磷均呈现上升趋势[5], 且氮肥的来源显著影响土壤中的碱解氮和有效磷[4]。同时养分元素的循环改变了土壤H＋的产生与消耗的平衡, 使得土壤pH值随林龄的增加而变化[16]。可见, 在研究区域, 土壤有效磷和速效钾含量增加, 碱解氮含量减少, 既与土壤腐殖质层破坏, 促进有效态养分释放有关, 也与种植麻风树后施肥有一定关系, 还与树龄有关, 过熟林的有机质, 全氮, 碱解氮含量显著高于中幼龄[14]。

3.3 土壤腐殖质组分的变化

人工林人为干扰和经营强度对土壤养分的保持有一定影响[21]; 人为干扰会使土壤失去植被的保护, 造成水土流失, 使土壤腐殖质减少[22]。而在土壤扰动较小的多年生系统中, 有机物分解相对较慢[6]。本研究结果也显示, 自然植被状态下林地腐殖酸和富里酸含量最高, 荒草地胡敏酸含量最高且与其他研究区域存在显著差异, 而在规模化种植麻风树后, 土壤腐殖质、胡敏酸和富里酸含量均呈现下降趋势。本研究中, 规模化种植的土壤有机质含量降低, 导致土壤富里酸与胡敏酸降低。高里村荒地的胡富比最高, 林勤村次之, 平亭村最低。这表明, 改变土地利用方式后, 人为耕作的影响不利于良好土壤结构的形成, 减弱土壤有机质的转化过程, 使土壤有机质未能得到活化和更新, 减弱了土壤养分的储存能力; 在种植3年中, 虽向土壤中施加有机肥, 但因植株生长需求及水土流失, 加入的有机肥并未转变为腐殖质; 随着林龄的增加, 且在无人为干扰下, 种植20年的土壤养分又会呈现一个稳定的状态。

在低pH下, 土壤有机质的降解以矿物营养素的形式获得能量[23], 本研究中荒草地垦植后土壤pH急剧下降, 也是土壤有机质及腐殖质组分产生变化的重要原因之一。

4 结论

规模化种植麻风树后, 短期内, 土地利用方式的改变和人为活动的影响, 使土壤腐殖质层破坏, 土壤pH和有机质下降, 导致土壤酸化和土壤碳库的释放; 土壤有效磷和有效钾增加, 可加速土壤矿质养分和盐基离子的淋失, 对大气环境和水环境造成潜在风险。随着种植年限的增加, 土壤腐殖质先下降, 再增加, 土壤理化性质的各项指标都显著变化, 土壤质量逐渐上升。因此, 规模化种植麻风树时, 垦植时尽量不要破坏表层土壤, 在种植前期要注意培肥土壤, 改善土壤结构, 提高土壤肥力, 减少对环境的影响。

[1] 陈喜英, 谷勇, 殷瑶, 等. 麻疯树的研究进展[J]. 林业调查规划, 2011, 36(01): 31–34.

[2] 刘发勇, 兰安军, 熊康宁, 等. 基于网格数据空间分析方法的罗甸县生态环境敏感性评价[J]. 地球与环境, 2014, 42(06): 784–790.

[3] PARINITA A, SARNAM S, SHAIK G, et al. Soil microbial diversity shift as affected by conversion of shallow and rocky wastelands to jatropha curcas L plantation[J]. International Journal of Environmental Studies, 2015, 72(4): 631–649.

[4] DOONGAR R C, RITESH K G, ARUP G, et al. Effect of nitrogen management on soil microbial community and enzymatic activities in jatropha curcas L.Plantation[J]. CLEAN–Soil, Air, Water, 2015, 43(7): 967–1114.

[5] PREETESH K, KAUSHAL P S. Impact assessment of fertilizers and AM fungi on biomass production of jatropha curcas under alkali soil conditions[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, India Section B: Biological Sciences, 2017, 87(1): 193–200.

[6] SOPHIA B, ASIA K, PAUL L .G . Soil organic carbon sequestration in jatropha curcas systems in Burkina Faso[J]. Land Degradation &, Development, 2016, 27(8): 1002–2310.

[7] 向云西, 陈胜魁, 潘萍, 等. 马尾松叶片-凋落物-土壤的碳氮磷化学计量特征[J]. 森林与环境学报, 2019, 39(02): 120–126.

[8] VICTOR M R, MARCO L, AURELIE G, et al. Greenhouse gas emissions and C and N mineralization in soils of Chiapas (México) Amended with leaves of jatropha curcas L [J]. Applied Soil Ecology, 2010, 46(1): 17–25.

[9] BHARATI K, GARIMA D, PETER D, et al. Influence of bioenergy crop jatropha curcas amendment on soil biogeochemistry in a tropical vertisol[J]. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2015, 20(8): 1459–1470.

[10] 刘宝, 吴文峰, 何盛强, 等. 不同林龄闽楠林土壤呼吸与碳储量研究[J]. 森林与环境学报, 2018, 38(04): 431–438.

[11] 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社, 2008: 74–271.

[12] JACKSON R B, JOBBAGY E G, AVISSAR R, et a. Trading water for carbon with biological carbon seques­tration[J]. Science, 2005, 310(5756): 1944–1947.

[13] 徐仁扣. 土壤酸化及其调控研究进展[J]. 土壤, 2015, 47(02): 238–244.

[14] 薛杨, 陈毅青, 刘宪钊, 等. 海南东北部4种典型人工林土壤化学性质研究[J]. 生态科学, 2014, 33(06): 1142– 1146.

[15] 张忠华, 胡刚. 南亚热带次生林土壤pH值与含水量的空间异质性[J]. 生态科学, 2014, 33(01): 148–153.

[16] 雷泽勇, 白津宁, 周凤艳, 等. 辽宁章古台地区不同年龄樟子松固沙林对土壤pH值的影响[J]. 生态学杂志: 2019, 38(11): 3264-3272.

[17] 韦剑锋, 韦冬萍, 胡桂娟, 等. 不同施肥对麻风树苗木生长及养分状况的影响[J]. 江苏农业科学, 2017, 45(22): 129–132.

[18] 王盼盼, 李艳红, 徐莉. 艾比湖湿地典型植物群落下土壤有机质空间变异性研究[J]. 生态科学, 2015, 34(04): 131–136.

[19] 姜红梅. 半干旱黄土高原不同土地利用下土壤有机碳, 养分及水分的动态变化[D]. 兰州: 兰州大学, 2006: 98.

[20] 韦冬萍, 韦剑锋, 季喆, 等. 麻疯树对土壤性状的影响研究进展[J]. 世界林业研究, 2019, 32(04)): 23-28.

[21] 邓小军, 曹继钊, 宋贤冲,等. 猫儿山自然保护区3种森林类型土壤养分垂直分布特征[J]. 生态科学, 2014, 33(06): 1129–1134.

[22] 柯娴氡, 张璐, 苏志尧. 粤北亚热带山地森林土壤有机碳沿海拔梯度的变化[J]. 生态与农村环境学报, 2012, 28(02): 151–156.

[23] PALOMA Á, FRANCISCO A, JUAN F.Phytoremediation of highly contaminated mining soils by jatropha curcas L.and production of catalytic carbons from the generated biomass[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 231(02): 886–895.

[24] 刘宝, 吴文峰, 何盛强, 等. 不同林龄闽楠林土壤呼吸与碳储量研究[J]. 森林与环境学报, 2018, 38(04): 431–438.

[25]吴彦, 吴宁, 和献锋, 等. 攀枝花地区麻疯树人工林群落土壤特性[J]. 长江流域资源与环境, 2008, 17(S1): 54–59.

[26] 张岩松, 雷泽勇, 于东伟, 等. 沙质草地营造樟子松林后土壤容重的变化及其影响因子[J]. 生态学报, 2019, 39(19): 7144-7152.

Effects ofplantation on soil physic-chemical properties

GU Xiaofeng, LIU Hongyan*, TU Yu, LI Zhengdao, ZHUANG Ruirui, WANG Xulian

College of Agriculture, Guizhou University, Guiyang 550025, China

L.is an energy crops of euphorbiaceae. In order to explore theimpacts ofthe Jatrophaplantation on soil physicochemical properties, threeplanting basesin Luodian county which had been planting Jatropha for 1 year, 3 years and 20 years were chosen to study; one uncultivated wild grassland and one Chinese fir land were chosen to be the control. The results showed that soil water content in wild grasslandwas the highest in 6.26%. Compared with wild grassland, after plantedfor 1 year, soil organic matter decreased from 46.88 to 19.24 g·kg-1, and soil pH decreased from 6.04 to 4.98, total N, total P, total K and alkali Nalso decreased, while the available P andavailable Kincreased, soil humus decreased significantly in 26.61% impacted by the humus layer destruction. With the increasing of planting years, the contents of soil fertility showed the trend of decline-rise, soil humus and proportion of humus in organic matterwere the lowest in 3 years planted land, thenincreased gradually in 20 years planted land. So, soil fertility would decrease and humification process would be slow in short period of time, and soil needs to be fertilized. After planted, soil humus layer was destroyed; soil organic matter rapidly decomposed and soil pH significantly decreased, which could lead to ecological and environmental risks.

L.; planting; soil pH; soil nutrient; organic matter

10.14108/j.cnki.1008-8873.2020.04.021

顾小凤, 刘鸿雁, 涂宇, 等. 麻风树规模化种植对土壤理化性质的影响[J]. 生态科学, 2020, 39(4): 167–174.

GU Xiaofeng, LIU Hongyan, TU Yu, et al. Effects ofplantation on soil physic-chemical properties[J]. Ecological Science, 2020, 39(4): 167–174.

S56

A

1008-8873(2020)04-167-08

2019-11-18;

2019-12-25

国家重点研发计划项目(2018YFC1802602);贵州省土壤质量安全与水肥调控重点实验室(黔教合KY字[2016]001);贵州省生物学一流学科建设项目(GNYL[2017]009)

顾小凤(1995—), 女, 苗族, 贵州台江人, 硕士生, 从事土壤学及环境保护研究, E-mail:936396309@qq.com

刘鸿雁(1969—), 女, 汉族, 贵州贵阳人, 教授, 博士, 从事环境保护及治理研究, E-mail: hyliu@gzu.edu.cn