4. Factors affecting the forest soi

4. Factors affecting the forest soils carbon concentration and stock
A variety of factors will affect the amount and concentration of SOC in forest soils. For example, climate has a pronounced effect on SOC concentration. Important climatic factors include precipitation, poten- tial evapotranspiration (PET) and the ratio between PET and annual precipitation also known as the PET ratio. For any given rate of annual precipitation, SOC storage increases with a decreasing PET ratio (Post et al., 1982). In addition, there are numerous other soil and landscape factors that also affect SOC stock within forests (Wilcox et al., 2002). Prichard et al. (2000) observed a strong effect of slope and aspect on the SOC stock of a sub- alpine forest in the Olympic Mountains of Washington state. The SOC concentration was relatively higher on the northeastern slopes, ranging from 43 to 143 g/kg, than in southwestern slopes ranging from 27 to 162 g/ kg. The SOC stock, especially in soils of high latitude is also influenced by permafrost dynamics and drainage (Hobbie et al., 2000). Landscape position can impact SOC stock because of its influence on soil water regime (Gulledge and Schimel, 2000). The SOC stock also depends on cation exchange properties (Chandler, 1939), soil texture and aggregation. Borchers and Perry (1992) observed that in comparison to silt loam and sandy loam soils, coarser soils had lower total SOC concentration. In West Alberta, Canada, Banfield et al. (2002) also observed an exponential relationship between soil texture and biomass C, and the latter is also related to SOC stock. For volcanic soils in Costa Rica, Powers and Schlesinger (2002) observed that SOC concentration was positively correlated to the amount of non-crystalline clays (e.g. allophane, imogolite and ferrihydrite) in the high elevation soils, and also positively correlated to aluminum in organo- metal complexes in the low elevation sites.
The forest soil C stock is affected by both natural and anthropogenic factors (Larionova et al., 2002). A
natural disturbance can be a destructive event with drastic perturbation of an ecosystem, such as wind, fire, drought, insects and diseases. Severe natural disturbance is followed by changes in soil moisture and temperature regimes, and succession of forest species with differences in quantity and quality of biomass returned to the soil. The impact of natural disturbances on SOC stock has been described by Overby et al. (2003). Fire and other natural disturbances may also change the canopy cover, and thereby affect soil erosion (Elliot, 2003), which also affects SOC stock of the surface layer.
Anthropogenic factors, which may affect SOC in forests, include forest management activities, defor- estation, afforestation of agricultural soils and sub- sequent management of forest plantations. Although forestland management is generally less intensive than cropland management, there are several management options that may enhance or increase SOC stock in forests. Management systems that maintain a con- tinuous canopy cover and mimic regular natural forest disturbance are likely to achieve the best combination of high wood yield and C storage (Thornley and Cannell, 2000). Management activities that may impact the SOC stock include harvesting and site preparation, soil drainage and planting of adapted species with high NPP and more below-ground biomass production, fertilization and liming (Hoover, 2003). Because management strategies may differ for boreal forests (Hom, 2003), high elevation forests (Bockheim, 2003) and arid and semi-arid forest ecosystems (Neary et al., 2003), the intensity of effects may also vary among forest types. Finally, manage- ment activities can influence the labile fraction of the SOC stock (Ellert and Gregorich, 1995), and affect soil quality and productivity (Chandler, 1939; Henderson, 1995).
4.1. Forest harvesting and soil carbon stock
The most common forest management activities are harvesting and site preparation. Because the forest floor comprises the most dynamic part of SOC stock, estimating the effects of these activities on SOC dynamics are critical to predicting the local effects on ecosystem sustainability and global C exchange with the atmosphere (Yanai et al., 2003). The so-called ‘‘Covington Curve’’, which described SOC dynamics
following forest harvesting (Covington, 1981), states that SOC stock declines sharply following harvest, with as much as 50% of SOC lost within first 20 years or more (Fig. 2a, Bouwman, 1990; Johnson, 1992; Davidson and Ackerman, 1993). The loss of SOC stock was attributed to decreased litter input, shifts in abundance of woody and herbaceous vegetation, changes in depth distribution of plant roots, altered soil water and temperature regimes which accelerate decomposition, and a decrease in NPP (Covington, 1981; Johnson et al., 1995; Jackson et al., 2000). Knoepp and Swank (1997) studied the SOC dynamics in five watersheds in the southern Appalachian region and compared their results to the Covington model. They reported that the SOC and N concentrations generally declined during the first year following the whole tree harvest, but SOC remained stable 14 years after cutting. In California, Black and Harden (1995) also observed that timber harvest resulted in an initial loss of SOC (15%) within 1–7 years due to oxidation and erosion. For 17 years of forest re-growth, there was a continued loss of SOC (another 15%) despite the slight accumulation of new litter and roots. After 80 years of re-growth, rates of C accumulation exceeded rates of loss. Over the 80-year period, the SOC stock did not recover to the pre-harvest level. In Oregon, Law et al. (2001) observed that SOC stock was consistently lower at all soil depths compared to pre- disturbance conditions.
Other studies have, however, shown that the observed post-harvesting decline in SOC is generally
due to mixing and movement of the organic material or litter layer into the mineral soil (Yanai et al., 2003). Harvesting operations often cause drastic soil dis- turbance (Nyland, 2001) mixing the forest floor into the mineral soils. The exposure of the soil also exacerbates losses due to soil erosion (Elliot, 2003), and leaching of dissolved organic carbon (Kalbitz et al., 2000). Numerous studies have shown that decomposition rates of surface litter generally decrease after clear cutting because of the reduction in biotic activity and decrease in soil moisture content. Consequently, some studies have documented an increase in forest floor carbon several years after harvest (Mattson and Swank, 1989; Johnson and Todd, 1998; Johnson et al., 1985; Mroz et al., 1985). If forest harvesting is done with sufficient care, and does not result in disruption of natural processes, there may be a little or no effect on SOC stock (Fig. 2b). Further, any decline in biomass input may be compensated by the large amount of harvest residues left behind (Post, 2003; Yanai et al., 2003).
A goal of site preparation, following the use of heavy machinery for harvesting and other vehicular traffic, is to alleviate soil compaction. Therefore, sub- soiling can be useful to improve seedling growth and vigor. Improving soil moisture storage in the root zone is another goal of site preparation. Carmean (1970) observed low tree growth in soils of low available water capacity. Improving sub-soil drainage can also enhance tree growth. Kelting (1999) observed that productivity of loblolly pine was strongly influenced
by the water table depth. Schoenholtz et al. (1991) observed a strong relationship between soil physical properties (e.g. bulk density, hydraulic conductivity, total and macroporosity) on growth of nuttalli oak (Quercus nuttalli). Zou (2001) observed a strong relationship between root growth of radiata pine (Pinus radiata) and soil physical quality parameters. Because of the strong impact of soil physical quality on biomass productivity (Wagnet and Hustson, 1997), site preparation to enhance soil quality is crucial to increasing terrestrial C pool in forest plantations.
4.2. Fire and soil carbon dynamics
Fire is another major disturbance that can impact soil C stock in a forest ecosystem, and may have a particularly long-term impact on C stock in soils of the boreal regions. The impact of fire on SOC stock depends on fire temperature and duration, SOC stock and its distribution in the soil profile, and change in the decomposition rate of SOC following the fire event (Page-Dumroese et al., 2003). Changes in C stock and flux may be due to alterations in soil temperature and water regimes, and in thickness of the active thaw layer. Forest fires in tundra regions may transform a landscape that was a net C sink into a net C source. O’Neill et al. (2002) monitored CO2 flux following fire in black spruce, white spruce and aspen stands of interior Alaska. They observed that these soils became significantly warmer following fire and C exchange became more sensitive to fluctuations in surface water conditions. The mean seasonal temperature increased by 5–8 8C in the upper 1 m of the soil profile, which resulted in a 200% increase in the depth of active thaw layer and a corresponding reduction in the mean surface soil water potential. These environmental changes may have enhanced decomposition of C previously immo- bilized by permafrost. In the boreal forests of Quebec, Canada, Smith et al. (2000) reported that soil N contents of the surface organic layer of recently burned sites were significantly lower than those under an older burn site. In Maine, USA, Parker et al. (2001) used three paired watersheds to study the effects of N deposition and fire, and observed that 50 years after wild fire, the burned watershed with hardwood regeneration had significantly lower forest floor C and N concentrations than the reference watershed dominated by a softwood. In this study, any perturbations (e.g. fire, N deposition)
decrease

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

4. ปัจจัยที่มีผลต่อป่าดินเนื้อปูนเข้มข้นคาร์บอนและหุ้นA variety of factors will affect the amount and concentration of SOC in forest soils. For example, climate has a pronounced effect on SOC concentration. Important climatic factors include precipitation, poten- tial evapotranspiration (PET) and the ratio between PET and annual precipitation also known as the PET ratio. For any given rate of annual precipitation, SOC storage increases with a decreasing PET ratio (Post et al., 1982). In addition, there are numerous other soil and landscape factors that also affect SOC stock within forests (Wilcox et al., 2002). Prichard et al. (2000) observed a strong effect of slope and aspect on the SOC stock of a sub- alpine forest in the Olympic Mountains of Washington state. The SOC concentration was relatively higher on the northeastern slopes, ranging from 43 to 143 g/kg, than in southwestern slopes ranging from 27 to 162 g/ kg. The SOC stock, especially in soils of high latitude is also influenced by permafrost dynamics and drainage (Hobbie et al., 2000). Landscape position can impact SOC stock because of its influence on soil water regime (Gulledge and Schimel, 2000). The SOC stock also depends on cation exchange properties (Chandler, 1939), soil texture and aggregation. Borchers and Perry (1992) observed that in comparison to silt loam and sandy loam soils, coarser soils had lower total SOC concentration. In West Alberta, Canada, Banfield et al. (2002) also observed an exponential relationship between soil texture and biomass C, and the latter is also related to SOC stock. For volcanic soils in Costa Rica, Powers and Schlesinger (2002) observed that SOC concentration was positively correlated to the amount of non-crystalline clays (e.g. allophane, imogolite and ferrihydrite) in the high elevation soils, and also positively correlated to aluminum in organo- metal complexes in the low elevation sites.ป่าดิน C หุ้นได้รับผลกระทบจากปัจจัยทั้งจากธรรมชาติ และที่มาของมนุษย์ (Larionova et al., 2002) Aรบกวนธรรมชาติสามารถกิจกรรมการทำลาย perturbation รุนแรงของระบบนิเวศการ ลม ไฟไหม้ ภัยแล้ง แมลง และโรค รบกวนธรรมชาติอย่างรุนแรงตาม ด้วยการเปลี่ยนแปลงในดินความชื้น และอุณหภูมิระบอบ และสืบทอดของพันธุ์ป่ามีความแตกต่างในปริมาณและคุณภาพของชีวมวลที่ส่งกลับไปยังดิน ผลกระทบของแหล่งธรรมชาติในสต็อก SOC ได้ถูกอธิบายโดย Overby et al. (2003) ไฟและแหล่งธรรมชาติอื่น ๆ อาจเปลี่ยนฝาครอบฝาครอบ และผลพังทลายดิน (Elliot, 2003), ซึ่งยัง มีผลต่อหุ้น SOC ของชั้นผิวAnthropogenic factors, which may affect SOC in forests, include forest management activities, defor- estation, afforestation of agricultural soils and sub- sequent management of forest plantations. Although forestland management is generally less intensive than cropland management, there are several management options that may enhance or increase SOC stock in forests. Management systems that maintain a con- tinuous canopy cover and mimic regular natural forest disturbance are likely to achieve the best combination of high wood yield and C storage (Thornley and Cannell, 2000). Management activities that may impact the SOC stock include harvesting and site preparation, soil drainage and planting of adapted species with high NPP and more below-ground biomass production, fertilization and liming (Hoover, 2003). Because management strategies may differ for boreal forests (Hom, 2003), high elevation forests (Bockheim, 2003) and arid and semi-arid forest ecosystems (Neary et al., 2003), the intensity of effects may also vary among forest types. Finally, manage- ment activities can influence the labile fraction of the SOC stock (Ellert and Gregorich, 1995), and affect soil quality and productivity (Chandler, 1939; Henderson, 1995).4.1. Forest harvesting and soil carbon stockThe most common forest management activities are harvesting and site preparation. Because the forest floor comprises the most dynamic part of SOC stock, estimating the effects of these activities on SOC dynamics are critical to predicting the local effects on ecosystem sustainability and global C exchange with the atmosphere (Yanai et al., 2003). The so-called ‘‘Covington Curve’’, which described SOC dynamicsfollowing forest harvesting (Covington, 1981), states that SOC stock declines sharply following harvest, with as much as 50% of SOC lost within first 20 years or more (Fig. 2a, Bouwman, 1990; Johnson, 1992; Davidson and Ackerman, 1993). The loss of SOC stock was attributed to decreased litter input, shifts in abundance of woody and herbaceous vegetation, changes in depth distribution of plant roots, altered soil water and temperature regimes which accelerate decomposition, and a decrease in NPP (Covington, 1981; Johnson et al., 1995; Jackson et al., 2000). Knoepp and Swank (1997) studied the SOC dynamics in five watersheds in the southern Appalachian region and compared their results to the Covington model. They reported that the SOC and N concentrations generally declined during the first year following the whole tree harvest, but SOC remained stable 14 years after cutting. In California, Black and Harden (1995) also observed that timber harvest resulted in an initial loss of SOC (15%) within 1–7 years due to oxidation and erosion. For 17 years of forest re-growth, there was a continued loss of SOC (another 15%) despite the slight accumulation of new litter and roots. After 80 years of re-growth, rates of C accumulation exceeded rates of loss. Over the 80-year period, the SOC stock did not recover to the pre-harvest level. In Oregon, Law et al. (2001) observed that SOC stock was consistently lower at all soil depths compared to pre- disturbance conditions.Other studies have, however, shown that the observed post-harvesting decline in SOC is generallydue to mixing and movement of the organic material or litter layer into the mineral soil (Yanai et al., 2003). Harvesting operations often cause drastic soil dis- turbance (Nyland, 2001) mixing the forest floor into the mineral soils. The exposure of the soil also exacerbates losses due to soil erosion (Elliot, 2003), and leaching of dissolved organic carbon (Kalbitz et al., 2000). Numerous studies have shown that decomposition rates of surface litter generally decrease after clear cutting because of the reduction in biotic activity and decrease in soil moisture content. Consequently, some studies have documented an increase in forest floor carbon several years after harvest (Mattson and Swank, 1989; Johnson and Todd, 1998; Johnson et al., 1985; Mroz et al., 1985). If forest harvesting is done with sufficient care, and does not result in disruption of natural processes, there may be a little or no effect on SOC stock (Fig. 2b). Further, any decline in biomass input may be compensated by the large amount of harvest residues left behind (Post, 2003; Yanai et al., 2003).A goal of site preparation, following the use of heavy machinery for harvesting and other vehicular traffic, is to alleviate soil compaction. Therefore, sub- soiling can be useful to improve seedling growth and vigor. Improving soil moisture storage in the root zone is another goal of site preparation. Carmean (1970) observed low tree growth in soils of low available water capacity. Improving sub-soil drainage can also enhance tree growth. Kelting (1999) observed that productivity of loblolly pine was strongly influencedby the water table depth. Schoenholtz et al. (1991) observed a strong relationship between soil physical properties (e.g. bulk density, hydraulic conductivity, total and macroporosity) on growth of nuttalli oak (Quercus nuttalli). Zou (2001) observed a strong relationship between root growth of radiata pine (Pinus radiata) and soil physical quality parameters. Because of the strong impact of soil physical quality on biomass productivity (Wagnet and Hustson, 1997), site preparation to enhance soil quality is crucial to increasing terrestrial C pool in forest plantations.4.2. Fire and soil carbon dynamicsFire is another major disturbance that can impact soil C stock in a forest ecosystem, and may have a particularly long-term impact on C stock in soils of the boreal regions. The impact of fire on SOC stock depends on fire temperature and duration, SOC stock and its distribution in the soil profile, and change in the decomposition rate of SOC following the fire event (Page-Dumroese et al., 2003). Changes in C stock and flux may be due to alterations in soil temperature and water regimes, and in thickness of the active thaw layer. Forest fires in tundra regions may transform a landscape that was a net C sink into a net C source. O’Neill et al. (2002) monitored CO2 flux following fire in black spruce, white spruce and aspen stands of interior Alaska. They observed that these soils became significantly warmer following fire and C exchange became more sensitive to fluctuations in surface water conditions. The mean seasonal temperature increased by 5–8 8C in the upper 1 m of the soil profile, which resulted in a 200% increase in the depth of active thaw layer and a corresponding reduction in the mean surface soil water potential. These environmental changes may have enhanced decomposition of C previously immo- bilized by permafrost. In the boreal forests of Quebec, Canada, Smith et al. (2000) reported that soil N contents of the surface organic layer of recently burned sites were significantly lower than those under an older burn site. In Maine, USA, Parker et al. (2001) used three paired watersheds to study the effects of N deposition and fire, and observed that 50 years after wild fire, the burned watershed with hardwood regeneration had significantly lower forest floor C and N concentrations than the reference watershed dominated by a softwood. In this study, any perturbations (e.g. fire, N deposition)decrease

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

4.
ปัจจัยที่มีผลดินป่าไม้ความเข้มข้นของคาร์บอนและหุ้นความหลากหลายของปัจจัยที่จะมีผลต่อปริมาณและความเข้มข้นของSOC ในดินป่า ยกตัวอย่างเช่นสภาพภูมิอากาศที่มีผลเด่นชัดกับความเข้มข้น SOC ปัจจัยภูมิอากาศที่สำคัญรวมถึงการเร่งรัดการคายระเหย TIAL poten- (PET) และอัตราส่วนระหว่าง PET และประจำปีการเร่งรัดที่เรียกกันว่าอัตราส่วนสัตว์เลี้ยง สำหรับอัตราการใดก็ตามประจำปีการเร่งรัดจัดเก็บ SOC เพิ่มขึ้นกับอัตราการลดลง PET (โพสต์ et al., 1982) นอกจากนี้ยังมีเป็นจำนวนมากในดินและปัจจัยอื่น ๆ ที่ภูมิทัศน์ที่ยังส่งผลกระทบต่อหุ้น SOC ภายในป่า (วิลคอกซ์ et al., 2002) พริชาร์ตอัล (2000) สังเกตเห็นผลกระทบของความลาดชันและด้านในหุ้น SOC ของป่าเทือกเขาแอลป์ย่อยในเทือกเขาโอลิมปิกแห่งรัฐวอชิงตัน ความเข้มข้น SOC ค่อนข้างสูงบนเนินเขาทางภาคตะวันออกเฉียงเหนือตั้งแต่ 43-143 กรัม / กิโลกรัมกว่าในลาดทางตะวันตกเฉียงใต้ตั้งแต่ 27-162 กรัม / กิโลกรัม หุ้น SOC โดยเฉพาะอย่างยิ่งในดินของละติจูดสูงยังได้รับอิทธิพลจากการเปลี่ยนแปลง permafrost และการระบายน้ำ (Hobbie et al., 2000) ตำแหน่งภูมิทัศน์สามารถส่งผลกระทบหุ้น SOC เพราะอิทธิพลที่มีต่อระบอบการปกครองของน้ำในดิน (Gulledge และชิเมล์, 2000) หุ้น SOC ยังขึ้นอยู่กับคุณสมบัติการแลกเปลี่ยนประจุบวก (แชนด์เลอ, 1939) เนื้อดินและการรวม Borchers และเพอร์รี่ (1992) ตั้งข้อสังเกตว่าในการเปรียบเทียบกับตะกอนดินและดินดินร่วนปนทรายดินหยาบมีความเข้มข้นต่ำกว่า SOC รวม ในเวสต์อัลเบอร์ต้า, แคนาดา, et al, แบนฟิลด์ (2002) ยังพบความสัมพันธ์ระหว่างการชี้แจงเนื้อดินและชีวมวล C และหลังนอกจากนี้ยังมีความเกี่ยวข้องกับหุ้น SOC สำหรับดินภูเขาไฟในคอสตาริกาอำนาจและชเลซิงเจอร์ (2002) ตั้งข้อสังเกตว่ามีความเข้มข้น SOC มีความสัมพันธ์เชิงบวกกับปริมาณของดินเหนียวไม่เป็นผลึก (เช่น allophane, imogolite และ ferrihydrite) ในดินที่ระดับความสูงที่สูงและยังมีความสัมพันธ์เชิงบวกกับอลูมิเนียมใน Organo -.
เชิงซ้อนโลหะในเว็บไซต์ระดับความสูงต่ำดินป่าหุ้นC ได้รับผลกระทบจากปัจจัยทั้งธรรมชาติและมนุษย์ (. Larionova, et al, 2002)
รบกวนธรรมชาติอาจจะเป็นเหตุการณ์ที่มีการทำลายล้างที่รุนแรงของการก่อกวนระบบนิเวศเช่นลม, ไฟไหม้, ภัยแล้งและโรคแมลง รบกวนธรรมชาติอย่างรุนแรงก็จะตามมาจากการเปลี่ยนแปลงในความชื้นในดินและระบบอุณหภูมิและต่อเนื่องของสายพันธุ์ป่ามีความแตกต่างในปริมาณและคุณภาพของชีวมวลกลับไปยังดิน ผลกระทบของการรบกวนธรรมชาติในสต็อก SOC ที่ได้รับการอธิบายโดย Overby et al, (2003) ไฟไหม้และการรบกวนธรรมชาติอื่น ๆ นอกจากนี้ยังอาจมีการเปลี่ยนแปลงฝาครอบหลังคาและจึงมีผลต่อการพังทลายของดิน (เอลเลียต, 2003) ซึ่งยังมีผลต่อหุ้น SOC ของชั้นผิว.
ปัจจัย Anthropogenic ซึ่งอาจส่งผลกระทบต่อ SOC ในป่ารวมถึงกิจกรรมการจัดการป่า defor- eStation, ปลูกดินเกษตรและการจัดการลำดับย่อยของสวนป่า แม้ว่าการจัดการป่าโดยทั่วไปอย่างเข้มข้นน้อยกว่าการจัดการ cropland มีตัวเลือกการจัดการหลายอย่างที่อาจเพิ่มหรือเพิ่มหุ้น SOC ในป่า ระบบการจัดการที่รักษาปกหลังคา tinuous ทำาและเลียนแบบการรบกวนป่าธรรมชาติเป็นประจำมีแนวโน้มที่จะเกิดการผสมผสานที่ดีที่สุดของผลผลิตไม้สูงและการเก็บรักษา C (ธ อร์นและ Cannell, 2000) กิจกรรมการจัดการที่อาจส่งผลกระทบหุ้น SOC รวมถึงการเก็บเกี่ยวและการจัดเตรียมสถานที่การระบายน้ำดินและการปลูกดัดแปลงสายพันธุ์ที่มี NPP สูงและอื่น ๆ ด้านล่างพื้นดินผลิตชีวมวลการปฏิสนธิและปูน (ฮูเวอร์, 2003) เพราะกลยุทธ์การจัดการอาจแตกต่างกันสำหรับป่าเหนือ (หอม, 2003) ป่าไม้ยกระดับสูง (Bockheim, 2003) และระบบนิเวศป่าแห้งแล้งและกึ่งแห้งแล้ง (Neary et al., 2003) ความรุนแรงของผลกระทบที่อาจแตกต่างกันระหว่างป่าประเภท ในที่สุดกิจกรรม ment จัดการจะมีผลต่อส่วน labile ของหุ้น SOC (Ellert และ Gregorich, 1995) และมีผลต่อคุณภาพดินและผลผลิต (แชนด์เลอ, 1939; เดอร์สัน, 1995).
4.1
เก็บเกี่ยวป่าและดินคาร์บอนหุ้นที่พบมากที่สุดกิจกรรมการจัดการป่าไม้มีการเก็บเกี่ยวและการจัดทำเว็บไซต์ เพราะพื้นป่าประกอบด้วยส่วนแบบไดนามิกมากที่สุดของสต็อก SOC, การประเมินผลกระทบของกิจกรรมเหล่านี้ในการเปลี่ยนแปลง SOC มีความสำคัญต่อการคาดการณ์ผลกระทบในท้องถิ่นเกี่ยวกับความยั่งยืนของระบบนิเวศและการแลกเปลี่ยน C ระดับโลกที่มีบรรยากาศ (Yanai et al., 2003) ที่เรียกว่า '' โควิงตัน Curve '' ซึ่งอธิบายการเปลี่ยนแปลง SOC
ต่อไปเก็บเกี่ยวป่า (โควิงตัน, 1981) กล่าวว่าหุ้น SOC ลดลงอย่างรวดเร็วในการเก็บเกี่ยวต่อไปนี้ที่มีมากถึง 50% ของ SOC หายไปภายใน 20 ปีแรกหรือมากกว่า (รูปที่ . 2a, Bouwman, 1990; จอห์นสัน, 1992; เดวิดสันและ Ackerman, 1993) การสูญเสียของหุ้น SOC ที่ได้รับมาประกอบกับการลดลงการป้อนข้อมูลครอกการเปลี่ยนแปลงในความอุดมสมบูรณ์ของไม้ยืนต้นและพืชผักสมุนไพรการเปลี่ยนแปลงในการกระจายความลึกของรากพืชเปลี่ยนแปลงน้ำดินและความเข้มข้นของอุณหภูมิซึ่งเร่งการสลายตัวและการลดลงของเอ็นพีพี (โควิงตัน, 1981; จอห์นสัน et al, 1995;.. แจ็คสัน, et al, 2000) Knoepp และแวงค์ (1997) การศึกษาการเปลี่ยนแปลง SOC ในห้าแหล่งต้นน้ำในภูมิภาคทางตอนใต้ของแนวและเมื่อเทียบกับผลของพวกเขาในรูปแบบโควิงตัน พวกเขาได้รายงานว่า SOC และความเข้มข้นยังไม่มีโดยทั่วไปลดลงในช่วงปีแรกต่อไปนี้การเก็บเกี่ยวต้นไม้ทั้งหมด แต่ยังคงมีเสถียรภาพ SOC 14 ปีหลังจากตัด ในแคลิฟอร์เนีย, สีดำและสีฮาร์เดน (1995) นอกจากนี้ยังตั้งข้อสังเกตว่าการเก็บเกี่ยวไม้ผลในการสูญเสียเริ่มต้นของ SOC (15%) ภายใน 1-7 ปีเนื่องจากการเกิดออกซิเดชันและการกัดกร่อน สำหรับ 17 ปีของป่าเรื่องการเจริญเติบโตมีการสูญเสียอย่างต่อเนื่องของ SOC (อีก 15%) แม้จะมีการสะสมของเศษซากพืชเล็กน้อยใหม่และราก หลังจาก 80 ปีของเรื่องการเจริญเติบโตอัตราการสะสม C เกินอัตราของการสูญเสีย ในช่วงระยะเวลา 80 ปี, หุ้น SOC ไม่ฟื้นตัวสู่ระดับก่อนการเก็บเกี่ยว ในโอเรกอน, กฎหมาย, et al (2001) พบว่าหุ้น SOC เป็นอย่างต่อเนื่องลดลงที่ระดับความลึกของดินทั้งหมดเมื่อเทียบกับสภาพความวุ่นวายก่อน.
ศึกษาอื่น ๆ ได้ แต่แสดงให้เห็นว่าการลดลงหลังการเก็บเกี่ยวที่สังเกตใน SOC
โดยทั่วไปเนื่องจากการผสมและการเคลื่อนไหวของวัสดุอินทรีย์หรือเศษซากพืชชั้นลงไปในดินแร่ (Yanai et al., 2003) การเก็บเกี่ยวการดำเนินงานมักจะทำให้เกิดดินรุนแรงปรากฏ turbance (Nyland, 2001) พื้นป่าผสมลงในดินแร่ การสัมผัสของดินยัง exacerbates สูญเสียเนื่องจากการพังทลายของดิน (เอลเลียต, 2003) และการชะล้างของสารอินทรีย์ที่ละลายในน้ำ (Kalbitz et al., 2000) การศึกษาจำนวนมากได้แสดงให้เห็นว่าอัตราการสลายตัวของเศษซากพืชพื้นผิวโดยทั่วไปลดลงหลังจากการตัดที่ชัดเจนเนื่องจากการลดลงของกิจกรรมทางชีววิทยาและลดลงในดินที่มีความชื้น ดังนั้นการศึกษาบางส่วนมีเอกสารเพิ่มขึ้นในพื้นป่าคาร์บอนหลายปีหลังการเก็บเกี่ยว (แมทท์และสแวงค์, 1989; จอห์นสันและทอดด์ 1998. จอห์นสัน, et al, 1985;. Mroz, et al, 1985) หากเก็บเกี่ยวป่าทำด้วยความระมัดระวังเพียงพอและไม่ได้ผลในการหยุดชะงักของกระบวนการทางธรรมชาติอาจจะมีผลกระทบเพียงเล็กน้อยหรือไม่มีในสต็อก SOC (รูป. 2b) นอกจากนี้การลดลงของใด ๆ ในการป้อนข้อมูลชีวมวลอาจจะได้รับการชดเชยตามจำนวนเงินที่มีขนาดใหญ่ของสารตกค้างเก็บเกี่ยวทิ้งไว้ข้างหลัง (โพสต์, 2003; Yanai et al, 2003)..
เป้าหมายของการจัดทำเว็บไซต์ต่อไปนี้การใช้งานของเครื่องจักรกลหนักสำหรับการเก็บเกี่ยวและการจราจรยานพาหนะ คือการบรรเทาการบดอัดดิน ดังนั้นสกปรกย่อยจะมีประโยชน์ในการปรับปรุงการเจริญเติบโตและความแข็งแรง การปรับปรุงการจัดเก็บความชื้นของดินในเขตรากเป็นเป้าหมายของการจัดทำเว็บไซต์อื่น Carmean (1970) ตั้งข้อสังเกตการเจริญเติบโตของต้นไม้ในดินต่ำของความจุน้ำที่มีอยู่ในระดับต่ำ การปรับปรุงการระบายน้ำย่อยดินยังสามารถส่งเสริมการเจริญเติบโตของต้นไม้ Kelting (1999) พบว่าผลผลิตของสน Loblolly
ได้รับอิทธิพลอย่างมากจากความลึกของตารางน้ำ Schoenholtz et al, (1991) ตั้งข้อสังเกตความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างดินคุณสมบัติทางกายภาพ (เช่นความหนาแน่นการนำไฮดรอลิรวมและ macroporosity) การเจริญเติบโตของไม้โอ๊ค nuttalli (วร์ nuttalli) Zou (2001) ตั้งข้อสังเกตความสัมพันธ์ที่แข็งแกร่งระหว่างการเจริญเติบโตของรากของสน radiata (ปินัส radiata) และพารามิเตอร์คุณภาพดินทางกายภาพ เพราะผลกระทบที่แข็งแกร่งของคุณภาพทางกายภาพของดินในการผลิตชีวมวล (Wagnet และ Hustson, 1997) การเตรียมสถานที่เพื่อเพิ่มคุณภาพดินที่มีความสำคัญต่อการเพิ่มสระว่ายน้ำซีบกในสวนป่า.
4.2
ไฟไหม้และการเปลี่ยนแปลงของดินคาร์บอนไฟเป็นอีกหนึ่งความวุ่นวายที่สำคัญที่สามารถส่งผลกระทบดินหุ้นซีในระบบนิเวศป่าและอาจมีผลกระทบโดยเฉพาะอย่างยิ่งในระยะยาวในสต็อกซีในดินของภูมิภาคเหนือ ผลกระทบของการเกิดเพลิงไหม้ในสต็อก SOC ขึ้นอยู่กับอุณหภูมิของไฟและระยะเวลาหุ้น SOC และการจัดจำหน่ายในรายละเอียดดินและการเปลี่ยนแปลงในอัตราการสลายตัวของ SOC ต่อไปนี้เหตุการณ์ไฟ (หน้า Dumroese et al., 2003) การเปลี่ยนแปลงในสต็อกซีและฟลักซ์อาจจะเกิดจากการเปลี่ยนแปลงของอุณหภูมิดินและความเข้มข้นของน้ำและความหนาของชั้นละลายที่ใช้งานอยู่ ไฟไหม้ป่าในภูมิภาคทุนดราอาจจะเปลี่ยนภูมิทัศน์ที่เป็นอ่างล้างจาน C สุทธิในแหล่งเซลเซียสสุทธิ โอนีลและอัล (2002) ตรวจสอบการไหลของก๊าซ CO2 ต่อไปนี้ไฟโก้สีดำสีขาวและสีโก้แอสเพนยืนของการตกแต่งภายในอลาสก้า พวกเขาตั้งข้อสังเกตว่าดินเหล่านี้กลายเป็นที่อบอุ่นอย่างมีนัยสำคัญเพลิงไหม้และการแลกเปลี่ยน C กลายเป็นความไวต่อความผันผวนของสภาพน้ำผิว อุณหภูมิตามฤดูกาลเฉลี่ยเพิ่มขึ้น 5-8 8C ในตอนบน 1 เมตรรายละเอียดของดินซึ่งมีผลในการเพิ่มขึ้น 200% ในเชิงลึกของชั้นละลายที่ใช้งานและลดความสอดคล้องกันในความหมายของพื้นผิวที่มีศักยภาพน้ำในดิน การเปลี่ยนแปลงเหล่านี้สิ่งแวดล้อมอาจมีการปรับปรุงการสลายตัวของ C ก่อนหน้านี้ immo- bilized โดย permafrost ในป่าเหนือควิเบก, แคนาดา, สมิ ธ , et al (2000) รายงานว่าดินยังไม่มีเนื้อหาของพื้นผิวชั้นอินทรีย์ของการเผาไหม้เมื่อเร็ว ๆ นี้เว็บไซต์อย่างมีนัยสำคัญต่ำกว่าภายใต้เว็บไซต์การเผาไหม้ที่มีอายุมากกว่า ในรัฐเมนสหรัฐอเมริกา, ปาร์กเกอร์, et al (2001) ที่ใช้ในการจับคู่สามแหล่งต้นน้ำเพื่อศึกษาผลของการสะสมและไม่มีไฟและตั้งข้อสังเกตว่า 50 ปีหลังจากที่ไฟไหม้ป่าลุ่มน้ำเผาด้วยไม้เนื้อแข็งที่มีการฟื้นฟู C พื้นป่าที่ลดลงอย่างมีนัยสำคัญและความเข้มข้นกว่าไม่มีลุ่มน้ำอ้างอิงครอบงำด้วยไม้เนื้ออ่อน ในการศึกษานี้เยี่ยงอย่างใด ๆ (เช่นไฟไหม้, การสะสม N)
ลดลง

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

4 . ปัจจัยที่มีผลต่อความเข้มข้นของดินป่าไม้คาร์บอนและหุ้น
หลากหลายปัจจัยที่จะมีผลต่อปริมาณและความเข้มข้น สในดินป่า . ตัวอย่างเช่น การได้ออกเสียงต่อ สเข้มข้น ปัจจัยทางภูมิอากาศที่สำคัญรวมถึงการตกตะกอน poten - tial การคายระเหยน้ำ ( PET ) และอัตราส่วนระหว่างสัตว์เลี้ยงและประจำปีการตกตะกอนหรือที่เรียกว่าอัตราส่วนของสัตว์เลี้ยงอัตราการใด ๆของปี สกระเป๋าเพิ่มขึ้นกับลดลงสัตว์เลี้ยง ( โพสต์ et al . , 1982 ) นอกจากนี้ยังมีอื่น ๆ มากมาย ดิน และปัจจัยที่มีผลต่อภูมิสหุ้นภายในป่า ( วิลค็อกซ์ et al . , 2002 ) พริเชิร์ด et al .( 2000 ) พบว่าแข็งแรงอิทธิพลของความลาดชันและในรายวิชาด้านหุ้นของ sub - ป่าอัลไพน์ในเทือกเขาโอลิมปิกของรัฐวอชิงตัน SOC ความเข้มข้นค่อนข้างสูงในบริเวณภาคตะวันออกเฉียงเหนือ ตั้งแต่ 43 กับ 143 กรัม / กิโลกรัม มากกว่าในบริเวณทิศตะวันตกเฉียงใต้ตั้งแต่ 27 162 กรัม / กิโลกรัม SOC หุ้นโดยเฉพาะอย่างยิ่ง ในดินที่ละติจูดสูงยังได้รับอิทธิพลจากพลวัต permafrost และการระบายน้ำ ( งานอดิเรก et al . , 2000 ) ตำแหน่งแนวนอนสามารถผลกระทบสหุ้นเพราะอิทธิพลของระบบดินน้ำ ( gulledge และ schimel , 2000 ) SOC หุ้นยังขึ้นอยู่กับคุณสมบัติการแลกเปลี่ยนอิออน ( Chandler , 1939 ) , เนื้อดินและการรวมกันและ borchers เพอร์รี่ ( 1992 ) พบว่า ในการเปรียบเทียบ และตะกอนร่วนดินร่วนปนทรายหยาบ , ดินมีค่ารวมสเข้มข้น ในทิศตะวันตกอัลเบอร์ต้า , แคนาดา , Banfield et al . ( 2002 ) นอกจากนี้ยังพบความสัมพันธ์ระหว่างเนื้อดินและชีวมวลแบบ C และหลังที่เกี่ยวข้องกับรายวิชา หุ้น สำหรับดินภูเขาไฟในคอสตาริกาอำนาจและ ชเลซิงเกอร์ ( 2002 ) พบว่า ความเข้มข้นของสังคมมีความสัมพันธ์ทางบวกกับปริมาณของที่ไม่ใช่ผลึกดิน ( เช่น โลเฟนและโมโกไลต์ , ferrihydrite ) ในดิน บ้านโคกสูง และยัง มีความสัมพันธ์เชิงบวกกับอลูมิเนียมใน Organo - สารประกอบโลหะเชิงซ้อนในเว็บไซต์ที่ระดับความสูงต่ำ ดินป่า
c หุ้นจะได้รับผลกระทบจากปัจจัยทั้งจากธรรมชาติและ มนุษย์ ( larionova et al . ,2002 ) a
การรบกวนธรรมชาติสามารถเป็นเหตุการณ์ที่ทำลายกับการรบกวนอย่างรุนแรงของระบบนิเวศ เช่น ลม ไฟ ฝนแล้ง แมลงและโรค การรบกวนธรรมชาติที่รุนแรงตามมา โดยการเปลี่ยนแปลงความชื้นในดิน และ อุณหภูมิ ความเข้มข้น และสืบทอดเผ่าพันธุ์ป่าที่มีความแตกต่างในด้านปริมาณและคุณภาพของชีวมวลกลับคืนสู่ดินผลกระทบของการรบกวนธรรมชาติบน สหุ้นได้รับการอธิบายโดยโอเวอร์บี้ et al . ( 2003 ) ไฟและการรบกวนธรรมชาติอื่น ๆอาจจะเปลี่ยนหลังคาคลุมและจึงมีผลต่อการชะล้างพังทลายของดิน ( เอลเลียต , 2003 ) ซึ่งส่งผลกระทบต่อ 1 หุ้นของผิวหน้า
ปัจจัยมนุษย์ ซึ่งอาจกระทบต่อส ใน ป่า รวมกิจกรรมการจัดการป่า defor estation , - ,การปลูกสร้างสวนป่าของดินเกษตรและ sub - การจัดการผลลัพธ์ของต้นไม้ป่า แม้ว่าการจัดการ forestland โดยทั่วไปจะน้อยกว่าเข้มกว่าการจัดการ cropland มีการจัดการหลายตัวเลือกที่อาจเพิ่ม หรือเพิ่มรายวิชา หุ้นในป่า