不同土地利用方式對岷江流域土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及有機(jī)碳的影響

胡 堯, 李 懿 , 侯雨樂

(阿壩師范學(xué)院 資源與環(huán)境學(xué)院, 四川 汶川623002)

土壤團(tuán)聚體作為土壤的重要組成部分，一方面通過穩(wěn)定土壤結(jié)構(gòu)，減少土壤的水土流失；另一方面，通過保護(hù)土壤中的有機(jī)碳，提高土壤肥力與質(zhì)量，對土壤有著重要的作用，土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性已被廣泛認(rèn)為是土壤質(zhì)量或土壤健康的一個關(guān)鍵指標(biāo)[1-2]。對于土壤團(tuán)聚體的分類，現(xiàn)在大多以濕篩法進(jìn)行，一般以250 μm為界線將團(tuán)聚體分為大團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體類，其中前者可分為>2 mm和0.25～2 mm，后者可分為53 μm～0.25 mm及<53 μm[3]。不同級別的團(tuán)聚體對于協(xié)調(diào)土壤養(yǎng)分的保持與供應(yīng)、改善孔隙組成、水力學(xué)性質(zhì)和生物學(xué)性質(zhì)具有不同的作用[4]。近年來國內(nèi)對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及其有機(jī)碳的研究開展得較多，但主要集中于農(nóng)田管理措施，包括耕作方式、施肥以及秸稈還田等，而關(guān)于土地利用變化對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及其有機(jī)碳的研究報道還相對較少，主要集中于亞熱帶紅壤地區(qū)及西北黃土高原地區(qū)[5]；已有的研究表明，土地利用方式對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及其有機(jī)碳具有重要影響[6]。

土地利用是人類活動和自然作用相結(jié)合的過程，人為干擾導(dǎo)致土地利用結(jié)構(gòu)類型變化多樣[7]；土地利用是人類干預(yù)土壤肥力最重要、最直接的活動，通過改變土壤營養(yǎng)循環(huán)強(qiáng)度、總量及路徑，通過改變土壤的水熱條件等從而影響土壤養(yǎng)分的流動與轉(zhuǎn)化，進(jìn)而導(dǎo)致土壤肥力變遷[8]。四川岷江流域位于我國西南山地地區(qū)，該區(qū)域以紫紅壤為主，地貌類型復(fù)雜多變，是我國土地利用類型多樣化的重要區(qū)域，可以分為次生林、人工林、灌草叢、撂荒地和坡耕地等不同類型。隨著人口增長和經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，岷江流域中下游人口與土地矛盾越顯突出，土地墾殖系數(shù)居高不下。合理的土地利用方式是恢復(fù)該區(qū)土壤肥力、改善土壤質(zhì)量、實(shí)現(xiàn)植被恢復(fù)和重建的重要途徑，然而這些措施必將對土壤有機(jī)碳的積累、循環(huán)和平衡產(chǎn)生重要影響。本文探討不同土地利用方式對岷江流域土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳的影響，以期為有效的土地管理措施提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

岷江流域源于岷山南麓，主要支流有黑水河、雜谷腦河、大渡河、馬邊河，屬長江支流水量最大的流域，干流全長735 km，落差3 560 m，流域面積13.3萬km2，以都江堰市以上為上游，都江堰市至樂山市大渡河匯入處為中游，樂山至宜賓長江匯合處為下游段。其上游河段屬峽谷型河流，地形復(fù)雜，嶺谷相間，兩岸耕地、人口分布少；中游和下游經(jīng)丘陵平原區(qū)，地勢平坦，兩岸耕地、人口分布較多，交通便利工農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)，為本研究區(qū)域。該區(qū)具有溫帶—亞寒熱帶氣候特點(diǎn)，干流沿江氣溫自上游至下游逐漸升高，年平均氣溫5～9℃，年平均氣溫為15℃左右，年平均氣溫為17℃左右，最低氣溫為-4℃左右，最高氣溫為38℃左右。該區(qū)雨季節(jié)變化明顯，汛期暴雨頻發(fā)，尤其集中在6—9月，夏秋兩季雨量可占全年的80%以上，自然資源和水能資源十分豐富，廣泛分布紫色土，是重要的耕地資源。

1.2 樣品采集

根據(jù)岷江中游流域特點(diǎn)，在小流域內(nèi)選取坡耕地、次生林、人工林、灌草叢和撂荒地5種土地類型布設(shè)4個水平投影面積100 m×100 m的小區(qū)。坡耕地：流域內(nèi)傳統(tǒng)的種植方式，種植有豌豆、蔬菜、煙草等，伴生有紫莖澤蘭群落，覆蓋度<10%。次生林：封育多年后形成的以大戟科、樟科、殼斗科和茜草科等植物為主的森林群落，覆蓋度>80%。人工林：近年來進(jìn)行流域綜合治理，在政策導(dǎo)向下農(nóng)戶將大部分坡耕地進(jìn)行退耕還林，主要種植馬尾松林，林間伴生有灌木、草本以及苔蘚等，覆蓋度50%～80%。灌草叢：主要為熱性灌草叢，與人工林相鄰，以灌木(杜鵑)占優(yōu)勢，草本植物有馬蘭、三色堇、旱金蓮等，覆蓋度20%～40%；4種土地類型均為紅紫壤土。撂荒地：也即廢棄的農(nóng)田，形成了紫莖澤蘭的單優(yōu)群落，植被覆蓋度達(dá)到95%。

在林地、果園、坡耕地和撂荒地上分別選擇3個地貌特征相似的樣地，其中林地每個樣地的面積為20 m×20 m，果園為10 m×10 m，坡耕地和撂荒地為5 m×5 m。每個樣地3個重復(fù)，每個采樣點(diǎn)重復(fù)取5次作為平行，5個平行之間間隔2 m，為了保證取樣的一致性，所取樣的土壤坡度均小于5°，利用挖剖面取樣法在各采樣點(diǎn)分層取0—10，10—20，20—30 cm未擾動的原狀土樣，用保鮮盒帶回實(shí)驗(yàn)室。所取土壤樣品分為兩部分，一部分自然風(fēng)干后測量土壤養(yǎng)分，另一部分原狀土為在風(fēng)干過程中沿自然裂隙掰成直徑為1 cm左右大小的團(tuán)聚體。風(fēng)干后采用Elliot的土壤團(tuán)聚體濕篩法進(jìn)行粒徑分組：稱取100 g風(fēng)干土樣，用大約5 ml的純水緩慢浸潤過夜，再通過一套3個篩子(2 mm，0.25 mm和53 μm)，在純水環(huán)境中進(jìn)行濕篩(振幅3 cm，頻率50次/min)，得到>2 mm，0.25～2 mm，53 μm～0.25 mm 以及<53 μm這4個粒徑組分，可分別稱為大團(tuán)聚體、中間團(tuán)聚體、微團(tuán)聚體和粉+黏團(tuán)聚體，得到的不同級別的團(tuán)聚體一部分烘干稱重，用于計算各組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。另一部分風(fēng)干后，用于測定團(tuán)聚體組分的有機(jī)碳含量。

有機(jī)碳采用重鉻酸鉀—外加熱法；全氮采用半微量凱氏定氮法；全磷和速效磷采用NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法；堿解氮采用NaOH—H3BO3法；全鉀采用乙酸銨浸提—火焰光度計法。

1.3 數(shù)據(jù)分析

選取平均質(zhì)量直徑(mean weight diameter，MWD)和幾何平均直徑(geometric mean diameter，GMD)作為土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的評價指標(biāo)。其計算公式如下[9-10]：

GMD=exp[∑WilnXi]

Msoil=ρb×T×1000

Tadd=[(Msoil,equit-Msoil,surf)×0.0001]/ρb,subsurface

Melement=Msoil×Cconc×0.001

式中：n為粒徑分組的組數(shù)；Xi為這一粒徑組分的平均直徑；Wi為這一粒徑團(tuán)聚體的質(zhì)量分?jǐn)?shù)；Msoil為單位面積土壤質(zhì)量(mg/hm2)；ρb為土壤容重(g/cm3)；T為土層深度(m)；Tadd為要達(dá)到等質(zhì)量土壤需要另加的亞表層土層深度(m)；Msoil,equit為最大的土壤質(zhì)量(Mg/hm2)；Msoil,surf為其他質(zhì)量小于Msoil,equit的處理的表層土壤質(zhì)量之和(mg/hm2)；ρb,subsurface為亞表層土壤容重(g/cm3)，在此試驗(yàn)中為20—30 cm土層的土壤容重；Melement為SOC儲量(mg/hm2)；Cconc為有機(jī)碳占全土的含量(g/kg)，即為某一粒徑組分的有機(jī)碳含量乘上該粒徑組分占全土的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。有機(jī)碳單位面積上等質(zhì)量有機(jī)碳儲量等于表層土壤有機(jī)碳儲量加上要達(dá)到該土壤質(zhì)量需要另加的土層深度的有機(jī)碳儲量。統(tǒng)計分析利用Excel 2003和SPSS 13.00軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，單因素方差進(jìn)行分析(one-way ANOVA)，顯著性分析采用LSD法。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式對土壤養(yǎng)分的影響

不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分含量見表1，由表1可知，土壤全氮含量變化范圍為1.03～1.78 g/kg，基本表現(xiàn)為撂荒地>次生林>人工林>灌草叢>坡耕地，其中次生林和人工林差異不顯著(p>0.05)，坡耕地最低(p>0.05)；土壤全磷含量變化范圍為0.98～1.13 g/kg，不同土地利用方式下土壤全磷含量差異均不顯著(p>0.05)；土壤全鉀變化范圍為11.69～21.69 g/kg，基本表現(xiàn)為撂荒地>次生林>人工林>灌草叢>坡耕地，其中次生林和人工林差異不顯著(p>0.05)，其他土地利用方式下土壤全鉀含量差異均顯著(p<0.05)；土壤堿解氮含量變化范圍為32.69～534.71 mg/kg，基本表現(xiàn)為撂荒地>次生林>人工林>灌草叢>坡耕地，其中撂荒地和人工林差異不顯著(p>0.05)，次生林、灌草叢和坡耕地差異均顯著(p<0.05)，撂荒地和坡耕地差異不顯著(p>0.05)；土壤速效磷含量變化范圍為23.56～34.73 mg/kg，基本表現(xiàn)為撂荒地>次生林>人工林>灌草叢>坡耕地，其中撂荒地和人工林差異不顯著(p>0.05)；土壤有效鉀含量變化范圍在31.25～53.58 mg/kg，基本表現(xiàn)為撂荒地>次生林>人工林>灌草叢>坡耕地，其中次生林和人工林差異不顯著(p>0.05)，其他土地利用方式下土壤有效鉀含量差異均顯著(p<0.05)。

表1 不同土地利用方式對土壤養(yǎng)分的影響

注：不同小寫字母表示差異顯著(p<0.05)，下表同。

2.2 不同土地利用方式對土壤團(tuán)聚體組成的影響

不同土地利用方式下土壤各團(tuán)聚體組成的含量見圖1。通過濕篩得到的5種土地利用方式的土壤大團(tuán)聚體(>2 mm)含量之間存在一定的差異。在0—30 cm土層深度內(nèi)，表現(xiàn)為次生林和人工林高于灌草叢，高于撂荒地和坡耕地，與坡耕地相比，撂荒地土壤中大團(tuán)聚體含量并未有顯著升高(p>0.05)。從土壤剖面上看，5種土地利用方式的土壤大團(tuán)聚體含量隨土層深度的增加而顯著降低。

由圖還可知，不同土地利用方式對土壤中間團(tuán)聚體(0.25～2 mm)和微團(tuán)聚體53 μm～0.25 mm)含量的影響并不明顯，各土層上的中間團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體含量在5種土地利用方式間均未表現(xiàn)出顯著性差異。在整個0—30 cm土層，次生林、人工林、灌草叢、撂荒地和坡耕地中間團(tuán)聚體含量分別為25.89%，31.26%，21.04%，18.95%，21.06%，微團(tuán)聚體含量分別為15.69%，16.87%，18.23%，17.15%，19.26%。在土壤剖面上，除次生林中間團(tuán)聚體含量呈現(xiàn)為隨土層深度的增加而升高的趨勢外，其他土地利用方式下土壤微團(tuán)聚體含量在土壤剖面上均無顯著性變化。

土地利用方式的變化對土壤粉+黏團(tuán)聚體(<53 μm)含量的影響較為顯著，在土壤剖面的各個土層上，坡耕地和撂荒地的粉+黏團(tuán)聚體含量顯著高于其他3種土地利用方式，而次生林和人工林最低。在0—30 cm土層深度內(nèi)，土壤粉+黏團(tuán)聚體的含量基本表現(xiàn)為坡耕地和撂荒地顯著高于次生林和人工林，將林地墾殖為坡耕地后，土壤粉+黏團(tuán)聚體含量分別增加了2倍以上，而將坡耕地閑置為撂荒地后，粉+黏團(tuán)聚體含量則顯著下降了12.34%。從土壤剖面上看，不同土地利用方式下的土壤粉+黏團(tuán)聚體含量隨土層深度的增加而升高。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)表明，不同土地利用方式對土壤團(tuán)聚體組成的影響較為顯著。如圖2所示，在0—30 cm的土層深度內(nèi)，在土壤的各粒徑團(tuán)聚體中，次生林和人工林以>0.25 mm的大團(tuán)聚體為主，占粒徑總組成的20%以上；灌草叢以中間團(tuán)聚體和粉+黏團(tuán)聚體為主；而坡耕地和撂荒地則以粉+黏團(tuán)聚體為主，約占粒徑總組成的40%。>0.25 mm團(tuán)聚體被認(rèn)為是土壤中最好的結(jié)構(gòu)體，稱為土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)體，是維持土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定的基礎(chǔ)，其含量越高，土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性越大。次生林和人工林的開墾行為會導(dǎo)致大團(tuán)聚體的破碎化，坡耕地>0.25 mm的大團(tuán)聚體含量均小于林地，與林地相比，下降幅度分別達(dá)到47.23%和43.15%，說明林地轉(zhuǎn)化為坡耕地后土壤結(jié)構(gòu)惡化；而坡耕地閑置為撂荒地后，則會促使粉+黏團(tuán)聚體向粒徑大的微團(tuán)聚體及中間團(tuán)聚體轉(zhuǎn)化，使土壤結(jié)構(gòu)趨于改善。

2.3 不同土地利用方式對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響

土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性表示土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性，直接或間接影響土壤其他物理化學(xué)屬性。團(tuán)聚體平均重量直徑(MWD)和幾何平均直徑(GMD)是反映土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的重要指標(biāo)，MWD和GMD值越大表示團(tuán)聚體平均直徑團(tuán)聚度越高，穩(wěn)定性越強(qiáng)。不同土地利用方式下MWD和GMD見圖3?？梢姡S土層深度的增加，林地土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性逐漸減弱，而坡耕地和撂荒地則逐漸增強(qiáng)，灌草叢在0—10 cm的土壤表層穩(wěn)定性先有所減弱，而在20—30 cm土層則開始增強(qiáng)。在0—30 cm土層深度的各土層上，次生林和人工林團(tuán)聚體MWD和GMD值均明顯高于其他4種土地利用方式，而在20—30 cm土層，這種差異變小，說明人類活動對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定的影響主要集中在0—10 cm 的土壤表層。在0—30 cm土層深度內(nèi)，MWD表現(xiàn)為次生林和人工林高于坡耕地和撂荒地，GMD表現(xiàn)為次生林和人工林高于坡耕地和撂荒地。與林地相比，坡耕地和撂荒地的MWD和GMD值均有顯著降低(p<0.05)；而將坡耕地閑置為撂荒地后，MWD和GMD值均有升高，但差異并不顯著(p>0.05)，由此表明林地開墾為果園和坡耕地導(dǎo)致土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性降低，容易被水分散，而坡耕地棄耕撂荒會增強(qiáng)團(tuán)聚體的穩(wěn)定性，提高土壤抵抗外力破壞的能力。

注：不同小寫字母表示同一深度不同土地利用方式在0.05水平差異顯著，不同大寫字母表示不同深度同一土地利用方式在0.05水平差異顯著，下圖同。

圖1不同土地利用方式下土壤各粒徑團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)

圖2不同土地利用方式下0-30cm土層各粒徑團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)平均值

2.4 不同土地利用方式對土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳的影響

由圖4可知，5種土地利用方式下土壤>2 mm大團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳含量均隨土層深度的增加而降低。不同土地利用方式對土壤大團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳含量的影響較為顯著，尤其是在0—10 cm土層，不同土地利用方式間的差異最為顯著；撂荒地各個土層大團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量均顯著高于其他4種土地利用方式，隨著土層深度的增加，其他4種土地利用方式間的差異減小。在整個0—30 cm土層，5種土地利用方式下大團(tuán)聚內(nèi)有機(jī)碳含量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地。與林地相比，坡耕地大團(tuán)聚體有機(jī)碳含量減少了約30%，說明將林地轉(zhuǎn)變?yōu)槠赂睾髸?dǎo)致大團(tuán)聚體內(nèi)的有機(jī)碳含量的降低；而將坡耕地轉(zhuǎn)變?yōu)榱袒牡睾?，土壤中大團(tuán)聚體內(nèi)的有機(jī)碳含量則提高2倍左右。

圖3不同土地利用方式下土壤團(tuán)聚體平均質(zhì)量直徑和幾何平均直徑

中間團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的土壤剖面分布趨勢相似。有機(jī)碳含量均隨土層深度的增加而降低，其中撂荒地的剖面分布差異最明顯。不同土層中間團(tuán)聚體及微團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均為次生林和人工林最高，撂荒地次之；在0—10 cm土層土地利用方式間的差異最顯著，隨土層深度的增加差異逐漸降低。在0—30 cm土層，中間團(tuán)聚體有機(jī)碳含量為次生林和人工林>撂荒地>灌草叢>坡耕地。微團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量則為次生林和人工林>撂荒地>灌草叢>坡耕地。與林地相比，坡耕地中間團(tuán)聚體和微團(tuán)聚體的有機(jī)碳含量均有所降低，而坡耕地撂荒后，兩種粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量分別顯著增加。

粉+黏團(tuán)聚體內(nèi)的有機(jī)碳含量也表現(xiàn)出由上到下逐漸降低的趨勢，土地利用方式對粉+黏團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的影響較為顯著，基本上在0—30 cm的所有土層上均為次生林和人工林粉+黏團(tuán)聚體內(nèi)的有機(jī)碳含量最高，撂荒地和灌草叢次之，坡耕地最低，整個土層深度的平均值為次生林和人工林>撂荒地>灌草叢>坡耕地。坡耕地粉+黏團(tuán)聚體有機(jī)碳含量較林地低，而撂荒地則比坡耕地高。

圖4不同土地利用方式下各團(tuán)聚體有機(jī)碳含量

如圖5所示，大團(tuán)聚體有機(jī)碳儲量為次生林和人工林>灌草叢>坡耕地>撂荒地；中間團(tuán)聚體有機(jī)碳儲量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地；微團(tuán)聚體有機(jī)碳儲量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地；粉+黏團(tuán)聚體有機(jī)碳儲量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地。林地與撂荒地各粒徑團(tuán)聚體內(nèi)的有機(jī)碳含量及儲量均顯著高于灌草叢和坡耕地，表明將林地開墾為坡耕地后，將導(dǎo)致各團(tuán)聚體組分內(nèi)有機(jī)碳的損失，不利于土壤有機(jī)碳的積累；而坡耕地撂荒則能有效促進(jìn)土壤各團(tuán)聚體組分內(nèi)有機(jī)碳的增加，有助于土壤有機(jī)碳的恢復(fù)和截存。

由圖5可以看出，同一土地利用方式下不同粒徑團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳儲量差異顯著。林地(次生林和人工林)和撂荒地土壤有機(jī)碳主要分布在中間團(tuán)聚體內(nèi)，而灌草叢和坡耕地則均為粉+黏團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳儲量最高，大團(tuán)聚體內(nèi)最低。表明林地轉(zhuǎn)變?yōu)槠赂睾?，有機(jī)碳損失量隨著團(tuán)聚體粒徑的增大而升高：轉(zhuǎn)變?yōu)槠赂睾蟠髨F(tuán)聚體、中間團(tuán)聚體、微團(tuán)聚體以及粉+黏團(tuán)聚體的損失量分別為6.53，3.25，5.69，5.18 mg/hm2，坡耕地撂荒后，大團(tuán)聚體、中間團(tuán)聚體、微團(tuán)聚體以及粉+黏團(tuán)聚體的增加量有所增加，雖然各粒徑團(tuán)聚體內(nèi)的有機(jī)碳儲量均顯著增加，但相比之下，>0.25 mm的大團(tuán)聚體比<0.25 mm的微團(tuán)聚體增加更快，說明粒徑較大的團(tuán)聚體能截存更多的碳。因此，在土地利用轉(zhuǎn)變過程中，粒徑較大的團(tuán)聚體更容易積累或損失有機(jī)碳。

2.5 不同土地利用方式團(tuán)聚體有機(jī)碳與土壤養(yǎng)分的相關(guān)關(guān)系

不同土地利用方式土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳與土壤養(yǎng)分間存在不同的相關(guān)關(guān)系，表2的結(jié)果表明：大團(tuán)聚體有機(jī)碳與全氮和全鉀呈極顯著的相關(guān)性(p<0.01)，與速效磷呈顯著的相關(guān)性(p<0.05)；中間團(tuán)聚體有機(jī)碳與全氮、全鉀、速效磷和有效鉀呈極顯著的相關(guān)性(p<0.01)，與堿解氮呈顯著的相關(guān)性(p<0.05)；小團(tuán)聚體有機(jī)碳與堿解氮和速效磷呈極顯著的相關(guān)性(p<0.01)，與全氮、全鉀和有效鉀呈顯著的相關(guān)性(p<0.05)；粉+黏團(tuán)聚體有機(jī)碳與堿解氮、速效磷和有效鉀呈極顯著的相關(guān)性(p<0.01)，與全鉀呈顯著的相關(guān)性(p<0.05)。由此可知，土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳受到土壤養(yǎng)分的影響較大，其中全氮和全鉀是影響不同土地利用方式大團(tuán)聚體有機(jī)碳的主要因素，土壤速效養(yǎng)分是影響不同土地利用方式中、微團(tuán)聚體有機(jī)碳的主要因素。

圖5 不同土地利用方式下各團(tuán)聚體有機(jī)碳儲量

注：*，**分別表示在0.05，0.01水平上差異顯著。

3 討論與結(jié)論

不同土地利用方式對土壤養(yǎng)分及理化性質(zhì)具有較大影響，土壤養(yǎng)分均呈現(xiàn)出一致性規(guī)律。已有研究表明，不同土地利用方式會導(dǎo)致土壤養(yǎng)分的不同，而不同土地利用方式土壤全磷差異并不顯著，主要是由于磷素作為一種沉積性元素，其分解作用緩慢，因此其變化范圍和空間變異性較低[11]。不同土地利用方式改變了土壤養(yǎng)分含量，撂荒地和次生林和灌草叢基本沒有開墾，生物量以及輸入土壤的有機(jī)物數(shù)量較多，表現(xiàn)出土壤養(yǎng)分含量高于坡耕地，再加上歸還土壤的動植物殘體和腐殖化物質(zhì)增加，養(yǎng)分含量最高，坡耕地則受人類活動的影響，地表沒有積累的枯枝落葉層，有機(jī)碳含量最低[12]。

土壤有機(jī)碳是形成土壤團(tuán)聚體的重要膠結(jié)物質(zhì)，在土壤團(tuán)聚體的形成過程中發(fā)揮著重要作用。不同土地利用方式顯著影響土壤有機(jī)碳含量，進(jìn)而對土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性產(chǎn)生間接影響。本研究試驗(yàn)測定發(fā)現(xiàn)在0—30 cm的深度內(nèi)土壤有機(jī)碳的平均含量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地。林地轉(zhuǎn)變?yōu)槠赂睾螅?0.25 mm的大團(tuán)聚體含量有所降低，MWD和GMD值也均有顯著降低(p<0.05)，林地開墾利用后，土壤有機(jī)碳含量減少，導(dǎo)致土壤大團(tuán)聚體分散，從而降低了土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性。有研究認(rèn)為土壤耕作后大團(tuán)聚體更容易破裂，耕作優(yōu)先降低了>2 mm的大團(tuán)聚體含量。將坡耕地棄耕后，土壤中粉+黏團(tuán)聚體(<53 μm)的含量有所減少，黏合形成了粒徑更大的團(tuán)聚體—微團(tuán)聚體(53 μm～0.25 mm)和中間團(tuán)聚體(0.25～2 mm)，由此使得土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性得到了提高和增強(qiáng)，這與前人的研究結(jié)果一致[13-14]。因此，坡耕地在耕種管理過程中需要進(jìn)行土壤有機(jī)碳的改善和保護(hù)，比如在單施化肥的基礎(chǔ)上配施有機(jī)肥、秸稈還田以及采取保護(hù)性耕作措施等，從而提高土壤中大團(tuán)聚體含量，增強(qiáng)土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性。相對于林地，坡耕地土壤中有機(jī)碳含量的下降并未達(dá)到顯著水平，>0.25 mm的大團(tuán)聚體含量以及MWD和GMD值卻均顯著降低，可能還受根系分泌物的影響。坡耕地地表植被密度小于林地，而且栽培年限也遠(yuǎn)低于林地，因此其地下根系的數(shù)量可能也小于林地。植物通過釋放根系分泌物和生長活動對土壤物理性質(zhì)和微生物產(chǎn)生影響，進(jìn)而影響土壤團(tuán)聚化作用，并且植物根系分泌物產(chǎn)生的高分子黏質(zhì)對土壤顆粒有很強(qiáng)的粘著力，高分子黏膠物質(zhì)與土壤顆粒相互作用，促進(jìn)團(tuán)聚體的形成；坡耕地因?yàn)楦捣置谖锏臄?shù)量少，土壤中促進(jìn)團(tuán)聚作用的黏合物也少，由此形成的大團(tuán)聚體含量也隨之減少，從而導(dǎo)致土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性降低。

不同土地利用方式下各粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均隨土層深度的增加而減少，主要是因?yàn)橹参餁報w主要積累在土壤表層，可供微生物維系生命活動的能量充足，從而促進(jìn)土壤表層的生物活性，包括真菌生長、根和土壤動物區(qū)系，從而有助于在各粒徑團(tuán)聚體內(nèi)部結(jié)合形成微粒有機(jī)碳。數(shù)據(jù)分析發(fā)現(xiàn)，林地和撂荒地各粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量及儲量均顯著高于坡耕地，表明林地的墾殖會造成土壤有機(jī)碳的降低，而坡耕地的撂荒則會截存土壤有機(jī)碳[15-16]。林地和撂荒地由于人類活動的干擾較少，地表的植被凋落物可通過分解補(bǔ)充土壤碳庫；而且林木和草本植物根系的轉(zhuǎn)化也是土壤碳的主要來源。坡耕地周圍居住的大多為山地農(nóng)民，由于運(yùn)輸不便以及經(jīng)濟(jì)落后等原因，使得坡耕地土壤有機(jī)碳的來源比林地少。坡耕地由于常年翻耕，表層土壤松軟，水土流失嚴(yán)重，使得土壤中有機(jī)碳也隨之流失；并且人為翻耕增加了土壤的通透性，加劇了土壤有機(jī)碳的礦化；而且由于作物的收獲，致使植物中的碳不能還田，這些原因都導(dǎo)致坡耕地不利于土壤有機(jī)碳的積累[17]。本研究發(fā)現(xiàn)林地轉(zhuǎn)變?yōu)槠赂睾?，粒徑較大的團(tuán)聚體內(nèi)損失的有機(jī)碳較多，而且儲存有機(jī)碳的主要團(tuán)聚體組分的粒徑也隨之減小。這種變化符合關(guān)于團(tuán)聚體形成的經(jīng)典模型[18]，他們認(rèn)為新鮮輸入的有機(jī)碳進(jìn)入土壤后，首先與土壤中粒徑較小的微團(tuán)聚體膠結(jié)形成大團(tuán)聚體，微團(tuán)聚體再形成于其內(nèi)部，或有機(jī)碳分解，大團(tuán)聚體破碎后直接形成微團(tuán)聚體，然后微團(tuán)聚體在耕作擾動等作用下從大團(tuán)聚體中釋放，而存在于微團(tuán)聚體中的有機(jī)碳由于受到物理保護(hù)，所以其穩(wěn)定性比大團(tuán)聚體中的新鮮有機(jī)碳更高。但本研究中坡耕地向撂荒地的轉(zhuǎn)變與經(jīng)典模型稍有出入，坡耕地撂荒后，中間團(tuán)聚體土壤有機(jī)碳增加量最大，而大團(tuán)聚體增加量最小，造成這種現(xiàn)象的原因可能與土地利用變化的時間有關(guān)。相關(guān)性分析可知，土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳受到土壤養(yǎng)分的影響較大，其中全氮和全鉀是影響不同土地利用方式大團(tuán)聚體有機(jī)碳的主要因素，土壤速效養(yǎng)分是影響不同土地利用方式中、微團(tuán)聚體有機(jī)碳的主要因素。

參考文獻(xiàn):

[1] 王清奎,汪思龍.土壤團(tuán)聚體形成與穩(wěn)定機(jī)制及影響因素[J].土壤通報,2005,36(3):415-421.

[2] 盧金偉,李占斌.土壤團(tuán)聚體研究進(jìn)展[J].水土保持研究,2002,9(1):81-85.

[3] 史奕,陳欣,沈善敏.土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定機(jī)制及人類活動的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2002,13(11):1491-1494.

[4] 竇森,李凱.土壤團(tuán)聚體中有機(jī)質(zhì)研究進(jìn)展土壤團(tuán)聚體中有機(jī)質(zhì)研究進(jìn)展[J].土壤學(xué)報,2011,48(2):412-418.

[5] 蔡立群,齊鵬,張仁陟.保護(hù)性耕作對麥—豆輪作條件下土壤團(tuán)聚體組成及有機(jī)碳含量的影響[J].水土保持學(xué)報,2008,22(2):141-145.

[6] 趙世偉,蘇靜,吳金水,等.子午嶺植被恢復(fù)過程中土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的變化[J].水土保持學(xué)報,2006,20(3):114-117.

[7] 劉紀(jì)遠(yuǎn),張增祥.中國近期土地利用變化的空間格局分析[J].中國科學(xué):D輯,2002,32(12):1031-1040.

[8] 王思遠(yuǎn),劉紀(jì)遠(yuǎn),張增祥,等.中國土地利用時空特征分析[J].地理學(xué)報,2010,56(6):631-639.

[9] 王清奎,汪思龍.土壤團(tuán)聚體形成與穩(wěn)定機(jī)制及影響因素[J].土壤通報,2005,36(3):415-421.

[10] 宇萬太,沈善敏,張璐,等.黑土開墾后水穩(wěn)性團(tuán)聚體與土壤養(yǎng)分的關(guān)系[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報,2004,15(12):2287-2291.

[11] 鄭子成,何淑勤,王永東,等.不同土地利用方式下土壤團(tuán)聚體中養(yǎng)分的分布特征[J].水土保持學(xué)報,2010,24(3):170-174.

[12] 姜培坤,周國模,錢新標(biāo).侵蝕型紅壤植被恢復(fù)后土壤養(yǎng)分含量與物理性質(zhì)的變化[J].水土保持學(xué)報,2004,18(1):12-14.

[13] 周虎,呂貽忠,楊志臣,等.保護(hù)性耕作對華北平原土壤團(tuán)聚體特征的影響[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2007,40(9):1973-1979.

[14] 邱莉萍,張興昌,張晉愛.黃土高原長期培肥土壤團(tuán)聚體中養(yǎng)分和酶的分布[J].生態(tài)學(xué)報,2006,26(2):364-372.

[15] 蘇靜,趙世偉.植被恢復(fù)對土壤團(tuán)聚體分布及有機(jī)碳,全氮含量的影響[J].水土保持研究,2005,12(3):44-46.

[16] 楊長明,歐陽竹,董玉紅.不同施肥模式對潮土有機(jī)碳組分及團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志,2005,24(8):887-892.

[17] 羅歆,代數(shù),何丙輝,等.縉云山不同植被類型林下土壤養(yǎng)分含量及物理性質(zhì)研究[J].水土保持學(xué)報,2011,25(1):64-69.

[18] 趙世偉,蘇靜,吳金水,等.子午嶺植被恢復(fù)過程中土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的變化[J].水土保持學(xué)報,2006,20(3):114-117.