刘育红，魏卫东，温小成，李积兰
（青海大学农牧学院，西宁 ８１００１６）
摘要：在青海省三江源区选择了甘德县青珍乡高寒草甸典型样区，划分了５种不同退化程度的样地（原生植被ＵＤ、轻度退化ＬＤ、中度退化ＭＤ、重度退化ＨＤ、极度退化ＥＤ），１０ ｃｍ等深度采集表土（0~30 cm）土壤样品，分析土壤总碳、有机碳和无机碳含量变化。结果表明，研究区内高寒草甸土壤的表土总碳和有机碳含量出现极大的变异性，随退化程度的加剧而呈显著下降，有机碳含量的下降幅度更大。与原生植被相比，轻度退化、中度退化、重度退化和极度退化样地０-３０ ｃｍ 土壤总碳含量分别平均降低了７．４％、１２．２％、１６．１％和１７．７％，土壤有机碳含量分别平均降低了２１．７％、３９．７％、６７．４％和７９．６％，随土层的加深和退化程度的加剧，无机碳的含量在迅速地增加。总的来看，表层土壤碳含量在生态系统退化情况下的变化最剧烈。随退化程度的加剧，高寒草甸土壤有机碳含量下降迅速，占总碳含量的比例由８７．２％减少到１１．６％，有机碳损失严重。
教育期刊网 http://www.jyqkw.com
关键词 ：三江源区；高寒草甸；生态系统退化；土壤碳
中图分类号：Ｓ８１２．２；Ｓ１５３．６ 文献标识码：A 文章编号：0439－８114（２０15）02－0308-05
DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.02.014
土壤是陆地生态系统中碳存在的主要场所［１］，生态系统退化导致我国土壤碳库的损失达３．５ Ｐｇ［２，３］，土壤碳库功能快速丧失十分严重，成为我国生态系统稳定性与应对气候变化的严峻挑战。在陆地生态系统中，草地分布面积广，在全球陆地碳循环中发挥着极为重要的作用［４］，草地碳储量约占陆地生态系统总碳储量的１５％［５］，其中约９２％的碳储存在土壤中［６］。因此，研究陆地生态系统土壤碳的变化特点对于了解生态系统变化的土壤碳库效应及其对大气温室效应的影响具有重要科学价值。
三江源区地处青藏高原，气候严酷，地势高峻，自然条件恶劣。近几十年来，三江源区气候变化总体上呈现气温升高、降水减少、蒸发量增大的暖干化趋势，导致湖泊萎缩、冰川退缩、草地退化、土壤流失。这一现状产生的严峻后果之一即高寒草地碳汇能力下降，碳汇储量减少，从而加大了温室气体的排放压力。据文献资料报道，全球约有１ ５００ Ｇｔ碳以有机质形态储存于地球土壤中［７］，而青藏高原草地有机碳量达到３．３５×１０１０ ｔ，占全国土壤有机碳总量的２３．４４％，其中以高寒草甸土壤和高寒草原土壤有机碳积累量为主［８－１０］。目前针对退化高寒草甸生态系统中土壤碳的分布特征及相互关系等的研究报道较少，本研究在对青海省三江源典型高寒草甸退化样区生态系统土壤碳的调查基础上，分析不同退化生态系统土壤碳的变化，为阐明生态系统退化对高寒草甸土壤碳库稳定性及其气候变化效应提供科学依据。
１ 材料与方法
１．１ 研究区自然地理概况
研究样地位于青海省三江源核心区的果洛州甘德县青珍乡，样地基本情况见表１，海拔４ ０２５ ｍ，东经１００°１２′１８″，北纬３４°０８′５４″。甘德县为高原大陆性半湿润气候［１１］，无四季而只有冷季、暖季之分，冷季长达９个多月；年均温度－２ ℃，年均降水量５２０ ｍｍ，太阳辐射强，年日照时数２ ３１３～２ ６０７ ｈ，牧草生长季１５０ ｄ，无绝对无霜期；土壤类型为高寒草甸土（中国土壤发生分类制）［１２］、湿润均腐土（中国土壤系统分类）［１３］、寒冷软土（Ｃｒｙｏｂｏｒｏｌｌｓ 或 Ｈａｌｐｏｂｏｒｏｌｌｓ，美国土壤系统分类制）［１４］，土层薄、质地差、易侵蚀。研究样地属于高寒嵩草草甸，草地植物主要有高山嵩草（Ｋｏｂｒｅｓｉａ ｐｙｇｍａｅａ）、羊茅（Ｆｅｓｔｕｃａ ｏｖｉｎａ）、早熟禾（Ｐｏａ ｓｐ．）、苔草（Ｃａｒｅｘ ｓｐ．）、高山紫菀（Ａｓｔｅｒ ａｌｐｉｎａ）、高山唐松草（Ｔｈａｌｉｃｔｒｕｍ ａｌｐｉｎｕｍ）、黄帚槖吾（Ｌｉｇｕｌａｒｉａ ｖｉｒｇａｕｒｅａ）、兔耳草（Ｌａｇｏｔｉｓｂｒａｃｈｙｓｔａｃｈｙａ）、青藏棱子芹（Ｐｌｅｕｒｏｓｐｅｒｍｕｍ ｐｕｌｓｚｋｙｉ）、露蕊乌头（Ａｃｏｎｉｔｕｍ ｇｙｍｎａｎｄｒｕｍ）等。
１．２ 不同退化程度样地选择
按照文献［１５］的方法对试验样地高寒草地植物群落及退化状况进行调查，结合地表及水土流失状况、鼠害危害程度等指标综合判断将试验样地划分为未退化（Ｕｎｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，ＵＤ）、轻度退化（Ｌｉｇｈｔ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，ＬＤ）、中度退化（Ｍｏｄｅｒａｔｅ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，ＭＤ）、重度退化（Ｈｅａｖｙ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，ＨＤ）、极度退化（Ｅｘｔｒｅｍｅ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，ＥＤ）共５种退化程度（表１）。土壤采样于２０１２年７月进行。
１．３ 植物、土壤采样与样品分析
按“收割样方法”［１６］采集植物地上部分生物量。在样地内按照不同退化程度分别随机设置１０个１ ｍ２的观测样方，进行植物群落的测定，主要包括植被覆盖度、地上生物量等。土壤样品采用剖面法分层采集，自上而下用移除法分别采集０－１０ ｃｍ、１０－２０ ｃｍ和２０－３０ ｃｍ这３ 个深度的土样，样品盛于塑料自封袋，运回实验室。拣去植物残根和石砾等，自然风干后，磨碎过２ ｍｍ筛，土壤总碳采用ＥＡ４０００元素分析仪测定。土样过０．１５ ｍｍ筛后采用外加热重铬酸钾氧化－容量法进行土壤有机碳测定［１７］，土壤无机碳含量为总碳含量减去有机碳含量。采集土样的同时，分土层利用水分测定仪测定土壤水分含量，并测定土壤温度等。
１．４ 数据整理与统计分析
对地上生物量及土壤总碳、有机碳和无机碳含量进行分析统计，所有测定在Ｅｘｃｅｌ ２００３上处理，对不同退化程度和不同土层间的差异采用ＳＰＳＳ １９．０软件统计分析。
２ 结果与分析
２．１ 同一土层不同退化程度高寒草甸土壤总碳、有机碳和无机碳含量
土壤总碳含量包括无机碳和有机碳含量。由表２可见，青珍样地５种退化程度下各层土壤总碳含量均随退化程度的加剧呈下降的趋势，即ＵＤ＞ＬＤ＞ＭＤ＞ＨＤ＞ＥＤ。１０－２０ ｃｍ和２０－３０ ｃｍ土层土壤总碳含量不同退化程度间均差异不显著（Ｐ＞０．０５），而０－１０ ｃｍ土层土壤总碳含量ＵＤ与其余四种退化梯度间均差异极显著（Ｐ＜０．０１），ＬＤ分别与ＨＤ和ＥＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５）。总的来看，０－３０ ｃｍ土层土壤总碳含量各退化程度间均未达到差异极显著（Ｐ＞０．０１），但ＵＤ分别与ＨＤ和ＥＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５）。结果表明，表层土壤总碳含量在生态系统退化下的变化最剧烈。不同退化程度高寒草甸土壤总碳主要分布在０－１０ ｃｍ土层，且明显高于其他土层。与ＵＤ相比，ＬＤ、ＭＤ、ＨＤ和ＥＤ下０－３０ ｃｍ土壤总碳含量分别平均降低了７．４％、１２．２％、１６．１％和１７．７％。０－１０ ｃｍ土层总碳含量分别降低了１６．３％、２４．７％、２８．８％和３０．７％，１０－２０ ｃｍ土层分别降低了０．６％、４．１％、７．７％和８．５％，而２０－３０ ｃｍ土层分别降低了２．１％、３．０％、６．９％和９．０％。因此，退化下表层土壤总碳含量的下降速度大于深层土壤，说明生态系统退化对表层土壤的影响更为剧烈，降低了土壤碳库。结合研究样地植被群落构成看，高寒草甸草地以莎草科嵩草属植物为主，随着退化的加剧，植物优势种逐渐由禾草过渡演替为以杂类草为主，植被覆盖度降低又引起地表水蚀风蚀，进一步加剧了土壤的退化，严重影响了高寒草甸土壤总碳的含量。因此，三江源区高寒草甸湿地的保护对于稳定陆地生态系统碳库功能极其重要。
土壤有机质中碳元素含量即为土壤有机碳。由表３可见，５种退化程度下土壤各层有机碳含量均随退化程度的加剧呈下降的趋势，即ＵＤ＞ＬＤ＞ＭＤ＞ＨＤ＞ＥＤ。并且，除了０－１０ ｃｍ土层ＨＤ与ＥＤ间土壤有机碳含量差异显著（Ｐ＜０．０５）外，其余各土层包括０－３０ ｃｍ土层的不同退化程度间均差异极显著（Ｐ＜０．０１），表层土壤有机碳含量在生态系统退化下的变化最剧烈。不同退化程度高寒草甸土壤有机碳主要分布在０－１０ ｃｍ土层，且明显高于其他土层，与ＵＤ相比，ＬＤ、ＭＤ、ＨＤ和ＥＤ下０－３０ ｃｍ土壤有机碳含量分别平均降低了２１．７％、３９．７％、６７．４％和７９．６％。０－１０ ｃｍ土层有机碳含量分别降低了２６．３％、４４．４％、７７．１％和８５．７％，１０－２０ ｃｍ土层分别降低了１９．０％、４１．５％、６５．１％和７５．２％，而２０－３０ ｃｍ土层分别降低了７．８％、１５．４％、３０．５％和６２．１％。因此，退化下表层土壤有机碳含量的下降幅度大于深层土壤，说明生态系统退化对表层土壤的影响更为剧烈，强烈地降低了土壤碳库。在高寒草甸草地，随着退化程度的加剧，土壤碳含量呈下降的变化趋势。土壤总碳含量由未退化时的５２．０６ ｇ／ｋｇ 降低到极度退化时的４２．８６ ｇ／ｋｇ，土壤有机碳含量由未退化时的３１．５５ ｇ／ｋｇ 降低到极度退化时的６．４５ ｇ／ｋｇ。由于引起高寒草地退化的重要因素之一是过度放牧，因此，放牧强度超过高寒草地承载能力后，引起植被和土壤的退化，导致输入土壤的有机质减少，这一结果与李凌浩等［16］、王启兰等［18］的研究结果一致，即随着放牧压力的增大，土壤有机碳积累显著降低。
土壤无机碳主要指土壤风化成土过程中形成的发生性碳酸盐矿物态碳，是半湿润到干旱地区土壤的一个重要组成部分［19］，就量而言，土壤无机碳以ＣａＣＯ３为主［２0］。由表４可见，５种退化梯度下各层土壤无机碳含量均随退化程度的加剧呈上升的趋势，即ＵＤ＜ＬＤ＜ＭＤ＜ＨＤ＜ＥＤ。２０－３０ ｃｍ土层土壤无机碳含量在不同退化程度间均差异不显著（Ｐ＞０．０５）；０－１０ ｃｍ土层土壤无机碳含量ＨＤ和ＥＤ分别与ＵＤ、ＬＤ和ＭＤ间差异极显著（Ｐ＜０．０１），另外ＭＤ与ＵＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５）；１０－２０ ｃｍ土层土壤无机碳含量ＨＤ和ＥＤ分别与ＵＤ间差异极显著（Ｐ＜０．０１），ＨＤ和ＥＤ分别与ＬＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５）。总的来看，０－３０ ｃｍ土层土壤无机碳含量在各退化程度间比较可知ＥＤ分别与ＵＤ和ＬＤ间差异极显著（Ｐ＜０．０１），ＨＤ与ＵＤ间差异极显著（Ｐ＜０．０１），ＨＤ与ＬＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５）。结果表明，表层土壤无机碳含量在生态系统退化下的变化最剧烈，主要原因是随着退化程度的加剧，植被覆盖度下降，土壤淋溶程度加强，ＣａＣＯ３被淋洗到土壤的深层淀积［２1］。不同退化程度高寒草甸土壤无机碳主要分布在土壤深层，且明显高于表层土壤，与ＥＤ相比，ＵＤ、ＬＤ、ＭＤ和ＨＤ下０－３０ ｃｍ土壤无机碳含量分别平均降低了４３．７％、３５．５％、２６．７％和８．２％。０－１０ ｃｍ土层无机碳含量分别降低了７７．５％、６５．７％、５２．８％和９．８％，１０－２０ ｃｍ土层分别降低了４４．１％、３１．０％、１９．０％和６．４％，而２０－３０ ｃｍ土层分别降低了１０．３％、１０．２％、８．６％和８．３％。因此，退化样地表层土壤无机碳含量的变化幅度大于深层土壤，说明生态系统退化对表层土壤的影响更为剧烈。
２．２ 同一退化程度不同土层高寒草甸土壤总碳、有机碳和无机碳含量
由图１可见，同一退化程度不同土层间土壤总碳含量均呈０－１０ ｃｍ＞１０－２０ ｃｍ＞２０－３０ ｃｍ的变化趋势，除了ＵＤ土壤的０－１０ ｃｍ土层分别与１０－２０ ｃｍ和２０－３０ ｃｍ土层差异显著（Ｐ＜０．０５）外，其余各退化程度不同土层间均无显著差异（Ｐ＞０．０５）；同一退化程度不同土层间土壤有机碳含量也均呈０－１０ ｃｍ＞１０－２０ ｃｍ＞２０－３０ ｃｍ的变化趋势，并且各退化程度不同土层间均差异显著（Ｐ＜０．０５）；同一退化程度不同土层间土壤无机碳含量均呈０－１０ ｃｍ＜１０－２０ ｃｍ＜２０－３０ ｃｍ的变化趋势。一般情况下，近表层土壤具有相对脱钙现象，随着土层的加深无机碳含量增加，至一定深度再下降［２1］，ＵＤ土壤的各土层间均差异显著（Ｐ＜０．０５），ＬＤ和ＭＤ土壤的０－１０ ｃｍ土层分别与１０－２０ ｃｍ和２０－３０ ｃｍ土层的无机碳含量差异显著（Ｐ＜０．０５），其余各退化程度不同土层间均无显著差异（Ｐ＞０．０５）。结果表明，随着退化程度的加剧，表层土壤总碳、有机碳含量下降速度以及无机碳含量增加速度比深层土壤要快。这是因为在高寒草甸恶劣环境条件下，土壤表层更易受到草甸退化导致的土层变薄、理化性状恶化、有机物来源减少、土壤侵蚀等的不利影响，使表层土壤的总碳和有机碳含量随退化程度的加剧而显著下降。另外，以嵩草属植物为建群种的高寒草甸草地，植物根系密集分布在０－１０ ｃｍ土层，因此，草地退化使得０－１０ ｃｍ土层较１０－２０ ｃｍ土层和２０－３０ ｃｍ土层地下生物量减少得更为显著，根际环境变化也更为明显，从而导致在不同深度土层引起的土壤总碳和有机碳含量的下降速度不同，且随着退化程度的加剧，表层土壤总碳和有机碳含量的下降速度更快（表２、表３），而当草地退化发生后，该土层土壤有机碳含量快速下降，进一步恶化了土壤养分供应，加剧了草地退化。
２．３ 不同土层不同退化程度高寒草甸土壤总碳、有机碳和无机碳含量
土壤碳库包括土壤有机碳库和土壤无机碳库，前者是湿润、半湿润地区碳库的主要形式，而后者是干旱、半干旱地区土壤碳库的主要形式，土壤无机碳库一般比土壤有机碳库大２～５倍［２2］。土壤无机碳与土壤有机碳密切相关［19］，体现在有机碳分解释放的 ＣＯ２与水作用后形成碳酸，碳酸与钙、镁离子结合为土壤碳酸盐。青珍样地不同退化程度不同土层的土壤中无机碳和有机碳占总碳的比例见表５。表５显示随土层的加深和退化程度的加剧，无机碳的含量都在迅速的增加，无机碳含量占总碳含量的比例变化由１２．８％增加到８８．４％，其中０－１０ ｃｍ土层由１２．８％增加到８２．０％，１０－２０ ｃｍ土层由４３．３％增加到８４．６％，２０－３０ ｃｍ土层由７２．２％增加到８８．４％，说明无机碳主要分布在土壤的深层，并随退化而加剧。同时，随土层的加深和退化程度的加剧，有机碳的含量都在迅速地减少，有机碳含量占总碳含量的比例由８７．２％减少到１１．６％，其中０－１０ ｃｍ土层由８７．２％减少到１８．０％，１０－２０ ｃｍ土层由５６．７％减少到１５．４％，２０－３０ ｃｍ土层由２７．８％减少到１１．６％，说明有机碳主要分布在土壤的表层，并随土壤退化而加剧减少。但总的来看，土壤总碳的含量随土层的加深和退化程度的加剧而减少。
３ 结论
本研究表明，青珍乡高寒草甸生态系统发生了不同程度的退化，高寒草甸植物群落优势种呈嵩草—禾草—杂类草的逆向演替。随退化程度的加剧，土壤各层总碳和有机碳含量均呈下降的趋势，即ＵＤ＞ＬＤ＞ＭＤ＞ＨＤ＞ＥＤ，土壤总碳含量由未退化时的５２．０６ ｇ／ｋｇ 降低到极度退化时的４２．８６ ｇ／ｋｇ，土壤有机碳含量由未退化时的３１．５５ ｇ／ｋｇ 降低到极度退化时的６．４５ ｇ／ｋｇ；０－３０ ｃｍ土层土壤总碳含量在各退化程度间均未达到差异极显著（Ｐ＞０．０１），但ＵＤ分别与ＨＤ和ＥＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５），０－３０ ｃｍ土层土壤有机碳含量在各退化程度间均差异极显著（Ｐ＜０．０１），０－３０ ｃｍ土层土壤无机碳含量在各退化程度间比较可知ＥＤ与ＵＤ和ＬＤ间差异极显著（Ｐ＜０．０１），ＨＤ与ＵＤ间差异极显著（Ｐ＜０．０１），ＨＤ与ＬＤ间差异显著（Ｐ＜０．０５）；随土层的加深，土壤总碳和有机碳的含量也在迅速下降，尤其是０－１０ ｃｍ土层下降得最快。总的来看，表层土壤碳含量在生态系统退化下的变化最剧烈。随退化程度的加剧，高寒草甸土壤有机碳含量迅速下降，占总碳含量的比例由８７．２％减少到１１．６％，有机碳损失严重。
高寒草地在气候变化等自然因素和超载过牧等人为因素的共同扰动下，出现草地植物群落逆向演替和土壤退化现象，严重破坏了脆弱的高寒草地生态环境，并且其退化一旦出现，恢复与重建将是一个漫长的过程。因此，深入研究该区退化草甸土壤碳的分布变化规律，对人工调控与促进草地群落的正向演替，加快退化高寒草地的生态恢复与重建具有重要作用。
教育期刊网 http://www.jyqkw.com
参考文献：
［１］ ＩＳＨＡＱ Ｍ，ＩＢＲＡＨＩＭ Ｍ，ＬＡＬ Ｒ．Ｔｉｌｌａｇｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｎ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ａｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｌｅｖｅｌｓ ｏｆ ｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ Ｐｕｎｊａｂ， Ｐａｋｉｓｔａｎ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ ａｎｄ Ｔｉｌｌａｇｅ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２００２，６８（２）：９３－９９．
［２］ ＬＡＬ Ｒ．Ｓｏｉｌ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ａｎｄ ｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ｆｏｒ Ｃ ｓｅｑｕｅｓｔｒａｔｉｏｎ ｔｏ ｍｉｔｉｇａｔｅ ｔｈｅ ａｃｃｅｌｅｒａｔｅｄ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｅｆｆｅｃｔ［Ｊ］．Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｉｎ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ，１９９９，１（４）：３０７－３２６．
［３］ ＬＡＬ Ｒ．Ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ｓｅｑｕｅｓｔｒａｔｉｏｎ ｉｎ Ｃｈｉｎａ ｔｈｒｏｕｇｈ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｉｎｔｅｎｓｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｄｅｇｒａｄｅｄ ａｎｄ ｄｅｃｅｒｔｉｆｉｅｄ ｓｏｉｌｓ［Ｊ］． Ｌａｎｄ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ，２００２，１３（６）：４６９－４７８．
［４］ ＲＥＥＤＥＲ Ｊ Ｄ，ＳＣＨＵＭＡＮ Ｇ Ｅ．Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｌｉｖｅｓｔｏｃｋ ｇｒａｚｉｎｇ ｏｎ Ｃ ｓｅｑｕｅｓｔｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｓｅｍｉ-ａｒｉｄ ｍｉｘｅｄ－ｇｒａｓｓ ａｎｄ ｓｈｏｒｔ－ｇｒａｓｓ ｒａｎｇｅｌａｎｄｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，２００２，１１６（３）：４５７－４６３．
［５］ 李凌浩，陈佐忠．草地生态系统碳循环及其对全球变化的响应Ｉ．碳循环的分室模型、碳输入与贮量［Ｊ］．植物学通报，１９９８，１５（２）：１４－２２．
［６］ ＨＯＵＧＨＴＯＮ Ｒ Ａ．Ｃｈａｎｇｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｓｔｏｒａｇｅ ｏｆ ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ｃａｒｂｏｎ ｓｉｎｃｅ １８５０［A］//LALR，RATTANL，KIMBLE J M． Ｓｏｉｌｓ ａｎｄ Ｇｌｏｂａｌ Ｃｈａｎｇｅ［C］．Ｂｏｃａ Ｒａｔｏｎ，Ｆｌｏｒｉｄａ：ＣＲＣ Ｐｒｅｓｓ，１９９５：４５－６５．
［７］ 金 峰，杨 浩，赵其国．土壤有机碳储量及影响因素研究进展［Ｊ］．土壤，２０００，３２（１）：１１－１７．
［８］ 王根绪，程国栋，沈永平．青藏高原草地土壤有机碳库及其全球意义［Ｊ］．冰川冻土，２００２，２４（６）：６９３－７００．
［９］ 田玉强，欧阳华，徐兴良，等．青藏高原土壤有机碳储量与密度分布［Ｊ］．土壤学报，２００８，４５（５）：９３３－９４２．
［１０］ ＳＣＨＩＰＰＥＲ Ｌ，ＢＡＩＳＤＥＮ Ｗ，ＰＡＲＦＩＴＴ Ｒ，ｅｔ ａｌ．Ｌａｒｇｅ ｌｏｓｓｅｓ ｏｆ ｓｏｉｌ Ｃ ａｎｄ Ｎ ｆｒｏｍ ｓｏｉｌ ｐｒｏｆｉｌｅｓ ｕｎｄｅｒ ｐａｓｔｕｒｅ ｉｎ Ｎｅｗ Ｚｅａｌａｎｄ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ｐａｓｔ ２０ ｙｅａｒｓ［Ｊ］． Ｇｌｏｂａｌ Ｃｈａｎｇｅ Ｂｉｏｌｏｇｙ，２００７，１３（６）：１１３８－１１４４．
［１１］ 黎 与．青海三江源“黑土滩”形成的自然、人为因素和生物学机制［Ｊ］．草业与畜牧，２００７（４）：２７－２９．
［１２］ 青海省农业资源区划办公室．青海土壤［Ｍ］．北京：中国农业出版社，１９９７.３１２－３１９．
［１３］ 龚子同，张甘霖，陈志诚，等．土壤发生与系统分类［Ｍ］．北京：科学出版社，２００７.１４０－１６４，３５３－３５５．
［１４］ ＵＳＤＡ，ＮＲＣＳ．Ｋｅｙｓ ｔｏ Ｓｏｉｌ Ｔａｘｏｎｏｍｙ（Ｓｉｘｔｈ ｅｄｉｔｉｏｎ）［Ｍ］．Ｂｌａｃｋｓｂｕｒｇ，Ｖｉｒｇｉｎｉａ：Ｐｏｃａｈｏｎｔａｓ Ｐｒｅｓｓ，１９９４.１８７－２０４．
［１５］ 任继周．草业科学研究方法［Ｍ］．北京：中国农业出版社，１９９８：１－２４．
［１６］ 李凌浩，刘先华，陈佐忠．内蒙古锡林河流域羊草草原生态系统碳素循环研究［Ｊ］．植物学报，１９９８，４０（１０）：９５５－９６１．
［１７］ ＳＭＩＴＨ Ｊ Ｌ，ＰＡＵＬ Ｅ Ａ．Ｔｈｅ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｃｅ ｏｆ ｓｏｉｌ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｂｉｏｍａｓｓ ｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｓ［Ａ］． ＢＯＬＬＡＧ Ｊ，ＳＴＯＴＳＫＹ Ｇ．Ｓｏｉｌ Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ［Ｍ］．Ｎｅｗ Ｙｏｒｋ： Ｍａｅｃｅｌ Ｄｅｋｋｅｒ，１９９１：３５７－３９６．
［１８］ 王启兰，王长庭，杜岩功，等．放牧对高寒嵩草草甸土壤微生物量碳的影响及其与土壤环境的关系［Ｊ］.草业学报，２００８，１７（２）：３９－４６．
［19］ 杨黎芳，李贵桐．土壤无机碳研究进展［Ｊ］．土壤通报，２０１１， ４２（４）：９８６－９９０．
［２0］ 潘根兴．中国土壤有机碳和无机碳库量研究［Ｊ］．科技通报，１９９９，１５（５）：３３０－３３２．
［２1］ 杨黎芳，李贵桐，赵小蓉，等．栗钙土不同土地利用方式下有机碳和无机碳剖面分布特征［Ｊ］．生态环境，２００７，１６（１）：１５８－１６２．
［２2］ ＥＳＷＡＲＡＮ Ｈ，ＲＥＩＣＨ Ｆ，ＫＩＭＢＬＥ Ｊ Ｍ．Ｇｌｏｂａｌ ｓｏｉｌ ｃａｒｂｏｎ ｓｔｏｃｋｓ［Ａ］//ＬＡＬ Ｒ，ＫＩＭＢＬＥ Ｊ，ＥＳＷＡＲＡＮ Ｈ，ｅｔ ａｌ．Ｇｌｏｂａｌ Ｃｌｉｍａｔｅ Ｃｈａｎｇｅ ａｎｄ Ｐｅｄｏｇｅｎｉｃ Ｃａｒｂｏｎａｔｅｓ［Ｃ］．ＵＳＡ： Ｌｅｗｉｓ Ｐｕｂｌｉｓｈｅｒｓ，２０００：１５－２６．
（责任编辑 蔡端午）
