植被群落是陆地生态系统中的重要碳库，对维护区域生态环境和全球碳平衡具有重要作用[1-2].然而，受限于气候、海拔等因素，高海拔干旱区域的植被群落较为脆弱，植被和土壤发育受阻，严重限制了其碳汇功能的发挥[3-4].近年来的研究发现，对脆弱植被群落进行生态修复和综合治理能够有效地扩大植被生物量，增强土壤生态固碳功能，从而增加陆地生态系统的碳蓄积[5-7].因此，合理的生态治理是增强脆弱生态系统中植被恢复和土壤固碳的重要方式，也是进行科学经营管理和实现“双碳”目标的有效途径[8].

干旱河谷是我国西南山地中的一类特殊地貌类型，该区域气候干旱、高海拔，生态系统脆弱，植被盖度低，碳汇增量潜力较大[3-4].自20世纪90年代起，林业工作者对四川省干旱河谷地区造林技术选择、目的树种筛选、立地条件等方面做了大量研究[9-11].以此为基础，近年来对该区域进行长期生态综合治理（如营造侧柏、岷江柏、刺槐林等）后，部分植被群落已郁闭成林，形成了包括侧柏林、岷江柏林、刺槐林等植被群落，这极大地提高了该区域植被覆盖率，提高了该区域的陆地碳汇潜力[12].然而，不同植被群落固碳能力随生态治理方式而异，作为碳汇潜力较大的区域，经生态治理的干旱河谷区域主要植被群落的碳积累与分配特征仍不清晰.本研究以四川省干旱半干旱区域甘孜州大渡河流域经生态治理形成的主要植被群落为研究对象，通过对其植被层和土壤层碳含量及碳储量的测定和计算，揭示该区域经生态治理形成的主要植被群落的固碳能力和空间分配特征，为该区域的植被恢复和碳汇项目的开发提供理论支撑.

1、材料与方法

1.1 研究区概况

研究区域位于中国四川省丹巴县、泸定县、康定市境内，处于青藏高原东南缘边缘地带，属于大渡河流域典型的干旱河谷区（101°50'14″～102°14'55″E,20°49'1″～30°53'37″N）.该区域年平均气温为14.3℃～15.5℃，年降水量为600～700 mm，全年日照时长为1 300～2 100 h[12].植被主要以干旱灌丛和草本为主，包括岷江木蓝（Indigofera lenticellata）、西南栒子（Cotoneaster franchetii）、马桑（Coriaria nepalensis Wall）等耐旱灌木，以及牛筋草（Eleusine indica）、青蒿（Artemisia caruifolia）等耐旱草本[12].土壤为山地褐土，有机质含量较低.受干旱生境的影响，该区域未经人为干扰的天然林地中乔木植株较小，自然发育为以灌木和草本为主要植被类型的灌丛群落，其盖度为60%～80%.为促进植被恢复，自20世纪80年代以来，该区域持续开展了较大面积的生态综合治理，主要包括营造侧柏林、岷江柏林、云南松林、刺槐林和仙人掌灌丛等，部分林分现已郁闭成林，具体信息见表1.

表1 主要治理模式下植被群落基本信息

1.2 样地设置

选取研究区域内经生态治理形成的主要植被群落，包括侧柏林、岷江柏林、云南松林、刺槐林和仙人掌灌丛，并以相同区域自然发育形成且未经干扰的灌丛群落为对照.在各植被群落中分别设置3个20 m×20 m的样地，对各样地内胸径>5 cm乔木进行每木检尺；再在每个样地内设置3个2 m×2 m的样方进行灌木群落调查；同时，在每个重复样地内设置3个1 m×1 m的样方，作为草本、枯落物和土壤样方，并进行草本群落调查.

1.3 样品采集及处理

本研究于2023年春季集中采样一次，具体采样方法如下.

乔木样品：在各样地内确定乔木的平均木，选取胸径与平均木相近的植株作为标准株，并根据树冠东、西、南、北四个方位和上、下两层确定标准枝后伐倒，获取标准枝全部枝条和叶片的生物量鲜重，将其取样带回实验室烘干并称量，将用于化学计量的烘干样品粉碎，过100目筛.

灌草及凋落物样品：在灌木样方中进行灌木生物量调查及采样，再在草本、凋落物和土壤样方中进行草本和凋落物的调查及采样，采用收获法获取样方内所有灌木和草本地上、地下生物量及凋落物鲜重，按其所占比例取一定量的样品带回实验室烘干并称重，将用于化学计量的烘干样粉碎，过100目筛.

土壤样品：首先，用容积为100 cm3的环刀在每个土壤样方内分别于0～10 cm、10～30 cm、30～50 cm土层进行取样，将取出土样带回实验室烘干，测定其土壤容重.其次，在各土层分别进行3次不少于500 g的土壤样品重复采集，去除石砾和植被残根等杂质后等量混合得到各样方的土壤样品，带回实验室风干粉碎，并过100目筛.

将过筛的植物和土壤样品进行室内分析，采用重铬酸钾外加热法（LY/T1237—1999）测定有机碳含量.

1.4 数据处理及分析

本研究中未对侧柏、岷江柏、云南松和刺槐的树干、树根进行调查和采样，因此，以上树种的生物量模型及参数参照已有研究成果[13-15]，具体信息见表2.

为比较不同植被层部分碳储量，采用以下公式进行计算：

式中，VCSTOC为植物体有机碳储量（t/ha),VOCC为测定的植被层各部分的总有机碳含量（g/kg),B为植被层各部分的生物量.

表2 树种异速生长模型

为比较土壤碳储量，采用以下公式进行计算：

式中，SCSTOC为土壤有机碳储量（t/ha),SOC为测定的土壤有机碳含量，BD为土壤容重，soil depth为土壤层的深度（cm).

采用单因素方差分析检验不同治理模式下生态系统碳储量之间的差异，并采用最小显著差异法（LSD）进行多重比较，显著性水平设置为P=0.05.采用Pearson检验分析环境因子与不同治理模式下生态系统碳储量的相关性，显著水平为P=0.05，以上统计分析在R 4.0.5 (R Core Team 2021）进行，所有图形均使用Origin Pro 9.0 (OriginLab,Northampton,MA,USA）进行绘制.

2、结果与分析

2.1 主要植被群落中植被层和土壤层碳含量特征差异

各植被群落中，云南松林的植被层有机碳含量相对较高，特别是植被层地下部分和乔木层地上部分显著高于侧柏林、岷江柏林、刺槐林和仙人掌灌丛（P<0.05）；刺槐林的土壤层有机碳含量显著高于侧柏林、岷江柏林、云南松林和仙人掌灌丛.植被层中，乔木树种有机碳含量高于灌木、草本植物和凋落物层（图1a）；土壤层有机碳含量由大到小为0～10 cm>10～30 cm>30～50 cm（图1b).

图1 主要植被群落中（a）植被层和（b）土壤层总有机碳含量

2.2 主要植被群落中植被层和土壤层碳储量特征差异

侧柏林、岷江柏林、仙人掌灌丛、云南松林和刺槐林等植被群落的碳储量均显著高于灌丛对照群落（P<0.05），其碳储量（t/ha）由大到小分别为：岷江柏林（171.48）>侧柏林（149.69）>刺槐林（138.74）>云南松林（76.54）>仙人掌灌丛（76.45)t/ha（表3）.各植被群落中，土壤层的碳储量均显著高于植被层碳储量（P<0.05）；植被层中，乔木碳储量均高于灌木和草本（表3，图2a）.被层地上部分组成中，乔木树干和树枝碳储量较高，岷江柏林的树干、树叶碳储量均显著高于侧柏林、云南松林、刺槐林和仙人掌灌丛，而灌木地上部分和草本地上部分却显著较低（图2b，图3a）.植被层地下部分组成中，乔木根系碳储量显著高于其他植被层地下部分，其中，岷江柏林乔木根系部分碳储量高于侧柏林、云南松林、刺槐林和仙人掌灌丛（P<0.05），而其草本植物地下部分碳储量则显著较低（图2b，图3b).

表3 主要植被群落中植被层和土壤层碳储量

图2 主要植被群落中（a）不同植被层和（b）乔木层不同植物器官碳储量特征

图3 主要植被群落中灌木和草本地上部分（a）及地下部分（b）碳储量特征

2.3 主要植被群落中土壤层碳储量特征差异

侧柏林、岷江柏林、刺槐林和仙人掌灌丛0～50 cm土壤层碳储量均显著高于灌丛对照群落，其碳储量（t/ha）为：岷江柏林（129.7）>侧柏林（128.7）>刺槐林（117.77）>仙人掌灌丛（73.75）>云南松林（43.96)t/ha（表4）.侧柏林、岷江柏林、云南松林和刺槐林10～30cm土壤碳储量均显著高于0～10 cm和30～50 cm.0～10 cm土层中，岷江柏林碳储量（41.84 t/ha）显著高于其他植被群落，云南松林较低（10.78 t/ha);10～30 cm土层中，侧柏林（50.82 t/ha）、岷江柏林（48.48 t/ha）和刺槐林（53.84 t/ha）碳储量显著高于其他植被群落，云南松林较低（16.80 t/ha);30～50 cm土层中，侧柏林（43.85 t/ha）、岷江柏林（39.38 t/ha）和刺槐林（39.11 t/ha）碳储量显著高于其他植被群落，云南松林较低（16.39 t/ha）（表4).

3、讨论

表4 主要植被群落中土壤碳储量

经生态治理的干旱河谷区域碳储量的提高对四川省陆地生态系统碳汇功能的可持续增长具有积极作用.本研究中，大渡河干旱河谷自然发育形成未经干扰的灌丛群落碳储量为65.7t/ha，明显低于四川省人工林生态系统平均碳储量（161.16 Mg/ha)[16]，说明针对该区域植被群落的生态治理十分必要.尽管经过营造侧柏林、岷江柏林、仙人掌灌丛、云南松林和刺槐林等生态治理模式，其碳储量仍然较低，这进一步说明了该区域较差的立地条件，以及由此造成的较差的植被和土壤固碳能力是导致该区域植被群落碳汇能力较低的主要原因[12].与大多数的研究结果相似，在干旱河谷区域营造防护林，能显著提高干旱河谷区域植被群落碳储量[9,17]，尽管经治理后植被群落碳储量仍低于国内和省内平均水平，但说明了生态治理对干旱河谷区域碳汇能力提高的有效性，只是可能需要更长的时间或更高的营造强度.

植被层是植被群落中碳储量的主要组成部分.本研究中，植被层的碳储量为20.97～41.78 t/ha，低于四川森林植被的平均碳储量（43.26 t/ha)[18]，这可能是由于该区域气候条件较差、土地贫瘠[19]，不利于植被和土壤的生长发育，从而间接影响植被群落的碳汇潜力.在各治理模式下的植被群落乔木层碳储量（12.76～37.47 t/ha）均低于相似区域造林年限≥20年的岷江柏香樟混交林（69.71 t/ha）和≥18年的刺槐纯林（65.09 t/ha)[12]，说明乔木层的碳储量可能还与树种配比、造林年限等有关.其次，治理模式显著影响了植被群落中乔木层碳储量，其中岷江柏林高于其他植被群落，表明了乔木层的有机碳储量可能与树种类型有关，同时也表明岷江柏在干旱河谷拥有较好的碳汇潜力，这可能与其较高的叶片含水量相关[20].对于乔木为主的植被群落而言，植被层地上部分碳储量显著高于地下部分，而仙人掌灌丛却表现为地下部分碳储量显著高于地上部分的特征，这同样是由于其强大的储水功能所导致[21].

土壤是陆地生态系统中最大的碳库.本研究中，不同植被群落中土壤层碳储量均低于四川省人工林土壤层平均碳储量（141.64 Mg/ha)[16]，说明大渡河干旱河谷土壤的碳汇功能较弱，可能是由于该区域山体滑坡、泥石流等自然灾害频发，土层浅薄（0～50 cm）所导致[12].因此，对脆弱的干旱河谷生态系统进行生态治理对提高土壤碳储量具有重要意义，而营造侧柏林、岷江柏林、仙人掌灌丛、刺槐林等治理模式均对提高土壤层碳储量有显著的积极作用.其中，岷江柏林对该区域土壤碳储量的促进作用更显著.以往研究发现，凋落物能够有效减少土壤碳的流失[22].因此，由于较高的凋落物生产量对土壤碳的固持，本研究中岷江柏林和侧柏林中土壤层碳储量较高.一般来说，土壤有机质周转在土壤层中的均匀分布导致土壤有机碳含量随土层深度增加而降低[23]，然而，本研究发现，侧柏林、岷江柏林、云南松林和刺槐林10～30 cm土壤碳储量显著高于其他土层，一方面说明了该区域土壤碳更多的储存在10～30 cm土壤中；另一方面说明尽管有机碳含量是影响生态系统碳储量的重要因素，干旱河谷区域土壤碳储量可能更多的取决于土壤深度或容重，而不是土壤有机碳含量.对于仙人掌灌丛而言，其0～10 cm的土壤碳储量显著高于其他土层，说明植被类型可能也是影响土壤碳储量的重要因素之一.

4、结论

经过生态治理，大渡河干旱河谷区域的主要植被群落碳储量显著增加.其中，岷江柏林中植被和土壤的碳储量较高，展现出较强的碳汇潜力，对该区域陆地生态系统碳汇能力的增强起着重要作用.这些结论为该区域的植被恢复和碳汇项目的开发提供了理论支撑.

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基金资助:四川省自然科学基金项目(2023NSFSC1194);四川省林草科技创新团队项目(2023LCTD0106);

文章来源:姜金祥,杨佳萍,杨育林,等.生态治理下大渡河干旱河谷区植被群落碳储量及其分配特征[J].绵阳师范学院学报,2025,44(02):111-118.