華北低丘山地不同土地利用方式下土壤團(tuán)聚體及其有機(jī)碳分布特征

任榮秀,杜章留,孫義亨,宋學(xué)姝,陸 森,*

1 國(guó)家林業(yè)局林木培育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)研究所, 北京 100091 2 南京林業(yè)大學(xué)南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心, 南京 210037 3 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所, 北京 100081

土地利用變化等人為干擾是引起全球氣候不平衡的重要因素[1],合理的土地利用變化管理可促進(jìn)土壤有機(jī)碳(SOC,Soil Organic Carbon)積累并在緩解全球氣候變化方面發(fā)揮關(guān)鍵作用[2]。森林土壤有機(jī)碳庫是全球最大的土壤碳庫,其含量的細(xì)微變化都可能引起大氣CO2濃度的巨大改變[3]。作為土壤結(jié)構(gòu)的基本單元,團(tuán)聚體是土壤養(yǎng)分的貯存庫和各種土壤微生物的生境[4-5],不同粒徑的團(tuán)聚體會(huì)影響土壤持水性、通透性和孔隙性[6]。良好的團(tuán)粒結(jié)構(gòu)不僅可以增強(qiáng)土壤穩(wěn)定性、降低水土流失,還可以增強(qiáng)有機(jī)碳的物理保護(hù)作用[7]。因此,土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性目前已被視為土壤質(zhì)量或土壤健康的重要指標(biāo)[8]。

在土壤團(tuán)聚體研究中,不同土地利用方式下團(tuán)聚體的粒徑分布及其有機(jī)碳含量變化和成因,一直以來都是研究的熱點(diǎn)問題。目前對(duì)團(tuán)聚體穩(wěn)定性及其有機(jī)碳含量的研究主要集中在不同耕作方式、不同施肥處理等農(nóng)田土壤[9-10],或者研究不同林分類型之間的團(tuán)聚體及有機(jī)碳差異[11-12]。如王峻等在研究不同耕作方式、秸稈還田對(duì)土壤團(tuán)聚體及有機(jī)碳的影響后發(fā)現(xiàn),采用免耕和秸稈還田等保護(hù)性耕作措施可以增加團(tuán)聚體穩(wěn)定性,同時(shí)伴隨著土壤固碳潛力的增強(qiáng)[13]。于法展等在對(duì)馬尾松林、黃山松林等六種不同森林植被的土壤團(tuán)聚體及有機(jī)碳含量研究后發(fā)現(xiàn),不同林分類型間土壤MWD值差異較大[14]。但長(zhǎng)期以來,對(duì)棄耕還林引起的自然植被恢復(fù)與人工植被恢復(fù)的團(tuán)聚體及其有機(jī)碳動(dòng)態(tài)變化研究較少涉及。華北低丘山地是華北平原的重要生態(tài)屏障,是我國(guó)林業(yè)生態(tài)建設(shè)的重點(diǎn)區(qū)域之一。刺槐(Robiniapseudoacacia)作為該區(qū)域的主要造林樹種之一,現(xiàn)已在華北低丘地區(qū)形成了多齡級(jí)人工林。但目前對(duì)該區(qū)域棄耕后各種土地利用方式下的團(tuán)聚體有機(jī)碳變化及其物理保護(hù)機(jī)制仍不清楚。為此,本文以華北南部低丘山地不同林齡的刺槐人工林為主要研究對(duì)象,通過與自然恢復(fù)樣地和農(nóng)田進(jìn)行對(duì)比,深入探討棄耕后不同土地利用方式變化對(duì)土壤團(tuán)聚體分布及其有機(jī)碳含量的影響,并分析二者之間的相互關(guān)系。研究結(jié)果可為深入認(rèn)識(shí)該區(qū)域棄耕后的土壤質(zhì)量演變、選擇合理的土地利用方式進(jìn)而提高生態(tài)效益提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究在黃河小浪底森林生態(tài)系統(tǒng)定位研究站(35°01′N,112°28′E) 進(jìn)行,實(shí)驗(yàn)區(qū)域海拔為382 m,地處河南省濟(jì)源市境內(nèi)的太行山南段與黃河流域的交接處(圖1)。屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候,年均氣溫為12.4—14.3 ℃,年日照時(shí)數(shù)為2367.7 h,年均降水量為641.7 mm,無霜期歷年平均為213.2 d,土壤類型主要為石灰?guī)r風(fēng)化母質(zhì)淋溶性褐土。

圖1 研究區(qū)位置(濟(jì)源,中國(guó))Fig.1 Location of the study area (Jiyuan, China) R50：棄耕50年刺槐林 50-years-age Robinia pseudoacacia plantation；R17：棄耕17年刺槐林17-years-age Robinia pseudoacacia plantation；NR：棄耕50年自然恢復(fù)林natural restoration forest；CL：農(nóng)田cropland

1.2 采樣地點(diǎn)及樣品采集

采樣時(shí)間為2018年4月。遵循試驗(yàn)樣地與周邊環(huán)境一致性的原則,在土壤類型、地勢(shì)起伏及海拔接近的半陽坡、以500 m為半徑的圓形研究區(qū)范圍內(nèi),選取棄耕17年刺槐人工林、棄耕50 年刺槐人工林、棄耕50年自然恢復(fù)林、農(nóng)田為研究對(duì)象(圖1)。其中,刺槐林地為不同時(shí)期的農(nóng)田棄耕后人工種植,之后沒有人為擾動(dòng)；自然恢復(fù)樣地為農(nóng)田棄耕50年后的自然恢復(fù)結(jié)果,歷經(jīng)多年自然恢復(fù)演替,無人為擾動(dòng)。樣地調(diào)查結(jié)果顯示,17年林齡刺槐林的平均胸徑為7.5 cm,平均樹高為9.5 m,郁閉度為75%；50年林齡刺槐林的平均胸徑為12.66 cm,平均樹高為13.79 m,郁閉度為85%；兩塊刺槐林樣地主要草本植物有竹葉草(Oplismenuscompositus)、藠頭(Alliumchinense)、垂序商陸(PhytolaccaAmericana)、地膽草(Elephantopusscaber)、絹毛匍匐委陵菜(Potentillareptansvar.sericophylla)等。棄耕50年自然恢復(fù)樣地內(nèi)的現(xiàn)有優(yōu)勢(shì)物種為構(gòu)樹(Broussonetiapapyrifera),經(jīng)測(cè)量構(gòu)樹的平均胸徑為8.6 cm,平均樹高為9.31 m；自然恢復(fù)樣地的地上其他植被十分豐富,主要為荊條(Vitexnegundovar.heterophylla)、矛葉藎草(Arthraxonlanceolatus)、藠頭(Alliumchinense)、竹葉草(Oplismenuscompositus)等。對(duì)照的農(nóng)田樣地為冬小麥—夏玉米輪作地,耕作采用旋耕方式,耕作深度約為20 cm,施肥和灌溉均遵循當(dāng)?shù)剞r(nóng)民的傳統(tǒng)習(xí)慣。在采樣期間,農(nóng)田地表除農(nóng)作物外未見明顯其他植被。

采樣時(shí),在每塊樣地上隨機(jī)選擇五個(gè)樣點(diǎn)作為重復(fù),分別取0—10 cm和10—20 cm土層的原狀土裝入保鮮盒帶回實(shí)驗(yàn)室。所取樣品沿自然裂隙掰開,立即去除可見的礫石、植物殘?bào)w、根系和土壤動(dòng)物,風(fēng)干后采用Six等[15]的土壤團(tuán)聚體濕篩法進(jìn)行顆粒分級(jí)：稱取100 g風(fēng)干土樣分成兩份,每份通過一個(gè)3層套篩(2 mm,0.25 mm,0.053 mm),在純水中進(jìn)行濕篩分離(震蕩振幅3 cm,頻率50次/分),分別得到>2 mm、2—0.25 mm、0.25—0.053 mm、<0.053 mm4個(gè)不同的組分,對(duì)不同組分在60℃條件下烘48 h后稱重,并進(jìn)行土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量測(cè)定。

在本研究中,土壤有機(jī)碳的測(cè)定使用德國(guó)Elementar IsoPrime 100(ElementarAnalysensystemeGmbH,德國(guó))穩(wěn)定同位素比質(zhì)譜儀進(jìn)行。該儀器使用燃燒法進(jìn)行元素測(cè)定,因而對(duì)待測(cè)土樣需要先用0.1 mol/L鹽酸進(jìn)行去酸前處理,去除無機(jī)碳后再進(jìn)行有機(jī)碳測(cè)定[16]。

1.3 數(shù)據(jù)分析

在本研究中,分別計(jì)算平均重量直徑(MWD,Mean Weight Diameter)和團(tuán)聚體比例(AR,Aggregate Ratio)作為土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的評(píng)價(jià)指標(biāo)[17]。

(1)

式中,n為粒徑分組的組數(shù),wi為該組團(tuán)聚體占所有粒徑團(tuán)聚體的質(zhì)量分?jǐn)?shù),xi為該組團(tuán)聚體的平均直徑(mm)。

AR的計(jì)算公式為

(2)

式中,Macroaggregate為粒徑>0.25 mm的團(tuán)聚體占所有粒徑團(tuán)聚體的質(zhì)量分?jǐn)?shù),Microaggregate為粒徑<0.25 mm團(tuán)聚體占所有粒徑團(tuán)聚體的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率的計(jì)算方法為[18]:

(3)

統(tǒng)計(jì)分析利用SPSS 22.0進(jìn)行方差分析,其中平均值的檢驗(yàn)采用LSD法,顯著性水平P=0.05,誤差線為SE。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體分布及土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的影響

棄耕后,不同的土地利用方式影響各個(gè)深度土壤團(tuán)聚體大小的分布。如圖2所示,在自然恢復(fù)林0—10 cm土層, >2 mm粒徑的團(tuán)聚體含量顯著高于其他3種土地利用方式(P<0.05),而0.053—0.25 mm粒徑的團(tuán)聚體含量明顯低于其他土地利用方式(P<0.05)。在<0.053 mm粒徑中,農(nóng)田土壤的該粒徑含量顯著高于其他幾種土地利用方式(P<0.05),刺槐林與自然恢復(fù)林在該團(tuán)聚體粒徑之間含量也存在差異,其中棄耕還林17年刺槐林土壤與自然恢復(fù)林間差異顯著(P<0.05)。總的來說,除自然恢復(fù)林外,>2 mm粒徑團(tuán)聚體在各個(gè)土地利用方式中均含量最低；四種不同土地利用方式的土壤團(tuán)聚體含量均隨著團(tuán)聚體粒徑的減小呈現(xiàn)先增高后降低趨勢(shì)。

圖2 各土地利用方式不同粒徑土壤團(tuán)聚體含量Fig.2 Soil aggregate contents with different sizes in four land use patterns不同小寫字母表示同一土層不同土地利用方式間差異顯著(P<0.05)

在10—20 cm土層,自然恢復(fù)林>2 mm粒徑團(tuán)聚體含量顯著高于其他3種土地利用方式(P<0.05),這一趨勢(shì)和0—10 cm一致。計(jì)算結(jié)果表明,自然恢復(fù)林0.25—2 mm粒徑的團(tuán)聚體含量分別是50年刺槐林土壤、17年刺槐林土壤、農(nóng)田土壤的1.21、1.28、1.31倍。對(duì)于<0.053 mm粒徑,農(nóng)田土壤在該粒徑含量均高于其他幾種處理,但統(tǒng)計(jì)顯示只與自然恢復(fù)林差異顯著(P<0.05)。

由0—10 cm與10—20 cm兩個(gè)土層測(cè)定結(jié)果可以看出,不同土地利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體粒徑的影響在表層更加明顯。除農(nóng)田土壤外各土地利用方式大團(tuán)聚體(>0.25 mm)含量在10—20 cm土層都比0—10 cm土層低,而農(nóng)田土壤的大團(tuán)聚體(>0.25 mm)含量在兩個(gè)土層差異較小。

團(tuán)聚體比例及平均重量直徑計(jì)算結(jié)果如圖3所示,在0—10 cm土層,棄耕17年刺槐林、棄耕50年刺槐林與自然恢復(fù)林3種土地利用方式的AR值分別是農(nóng)田的1.33,1.46,3.49倍,自然恢復(fù)林與其他3種土地利用方式間均呈顯著差異(P<0.05)。在10—20 cm土層,3種土地利用方式AR值分別是農(nóng)田處理的0.78,0.91,1.31倍,自然恢復(fù)林與其他3種土地利用方式呈顯著差異(P<0.05)。

圖3 各土地利用方式土壤團(tuán)聚體比例(AR)與平均重量直徑(MWD)Fig.3 The results of soil aggregate ratio (AR) and mean weight diameter (MWD) at four land use patterns不同小寫字母表示同一土層不同土地利用方式間差異顯著(P<0.05)

在0—10 cm土層,4個(gè)土地利用方式的MWD值范圍為0.879—1.77 mm,棄耕17年刺槐林、棄耕50年刺槐林與自然恢復(fù)林3種土地利用方式的MWD值分別是農(nóng)田的1.33、1.30、2.01倍,其中自然恢復(fù)樣地MWD值顯著高于其他3種土地利用方式；棄耕后,50年林齡刺槐和17年林齡刺槐土壤MWD值均高于農(nóng)田土壤,但差異并不顯著。對(duì)比不同土壤深度的計(jì)算結(jié)果顯示,10—20 cm土層中棄耕17年刺槐林、棄耕50年刺槐林與自然恢復(fù)林3種土地利用方式的MWD值比0—10 cm土層分別降低19.8%、17.8%和29.9%。

以上結(jié)果表明,在4種土地利用方式的兩個(gè)土層,自然恢復(fù)林AR與MWD值均最高,而農(nóng)田呈現(xiàn)較低的團(tuán)聚體穩(wěn)定性指標(biāo)值。這說明在該區(qū)域的自然恢復(fù)較其他土地利用方式更有利于大團(tuán)聚體形成,對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性有最積極作用。對(duì)比自然恢復(fù)林與人工林的結(jié)果也可以看出(圖3),自然恢復(fù)林在兩個(gè)土層上均呈現(xiàn)出相對(duì)大團(tuán)粒結(jié)構(gòu),并和人工林呈顯著差異(P<0.05)。

2.2 不同土地利用方式對(duì)各粒徑土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量及其有機(jī)碳貢獻(xiàn)率的影響

如圖4所示,土地利用方式影響不同粒徑土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量。在0—10 cm土層,團(tuán)聚體有機(jī)碳含量的最大值出現(xiàn)在棄耕50年刺槐林土壤<0.053 mm粒徑團(tuán)聚體內(nèi),而團(tuán)聚體有機(jī)碳含量最低值出現(xiàn)在農(nóng)田土壤的>2 mm粒徑,并且各處理不同粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均大于農(nóng)田。而在10—20 cm 土層,團(tuán)聚體有機(jī)碳含量最高值出現(xiàn)在農(nóng)田土壤的0.053—0.25 mm粒徑,最低值出現(xiàn)在棄耕還林17年的刺槐林>2 mm粒徑。對(duì)比0—10 cm土層和10—20 cm土層的結(jié)果顯示,除農(nóng)田外的各個(gè)土地利用方式其各個(gè)粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均隨深度增加有明顯降低。對(duì)于農(nóng)田土壤,其10—20 cm土層的部分粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量反而超過0—10 cm土層。

圖4 各土地利用方式不同粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量Fig.4 Organic carbon contents of soil aggregates with different particle sizes at four land use patterns不同小寫字母表示各土地利用方式在同一團(tuán)聚體粒徑間差異顯著(P<0.05)

如圖5所示,在0—10 cm土層,除農(nóng)田外,其余3種土地利用方式土壤有機(jī)碳貢獻(xiàn)率表現(xiàn)一致,均以0.25—2 mm粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率最大,隨著粒徑的減小,團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率逐漸降低。在農(nóng)田土壤中,土壤有機(jī)碳貢獻(xiàn)率最高的是0.053—0.25 mm和<0.053 mm兩個(gè)粒徑的團(tuán)聚體。在10—20 cm土層,農(nóng)田土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率隨粒徑增大而降低；而其他3種林地土壤這一土層中,除>2 mm粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率較低外,其余幾種粒徑團(tuán)聚體的有機(jī)碳貢獻(xiàn)率之間差異均不顯著。

圖5 各土地利用方式不同粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率Fig.5 The organic carbon contribution rates of soil aggregates with different particle sizes at four land use patterns不同小寫字母表示同種土地利用方式下不同團(tuán)聚體粒徑間差異顯著(P<0.05)

2.3 土壤有機(jī)碳含量與結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的關(guān)系

兩個(gè)土層土壤的SOC和MWD的相關(guān)性如圖6所示。在0—10 cm土層內(nèi),MWD和SOC間呈顯著正相關(guān)性(r=0.79,P<0.01)?；貧w分析結(jié)果表明,當(dāng)土壤SOC每增加1 g/kg,該土層的MWD就會(huì)增加0.476 mm。而在10—20 cm土層內(nèi), MWD和SOC間無明顯的統(tǒng)計(jì)線性相關(guān)關(guān)系(r=0.21,P=0.46),這說明該土層SOC增加對(duì)MWD的影響較小。兩個(gè)土層土壤的SOC與AR的相關(guān)性如圖6所示。在0—10cm土層內(nèi),AR和土壤SOC呈顯著性相關(guān)(r=0.77,P<0.01)。而在10—20 cm土層內(nèi),兩者呈現(xiàn)弱線性相關(guān)(r=0.51,P=0.05)。計(jì)算表明,SOC的增加更容易引起大團(tuán)聚體的形成,這一結(jié)果在0—10 cm土層更為明顯。

圖6 土壤有機(jī)碳含量與平均重量直徑(MWD)和團(tuán)聚體比例(AR)間的關(guān)系Fig.6 The relationship between organic carbon content and mean weight diameter(MWD) and the relationship between organic carbon content and aggregate ratio (AR) of soils

3 討論

3.1 不同土地利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體粒徑分布的影響

不同土地利用方式會(huì)改變土壤的微生態(tài)環(huán)境,從而影響土壤理化性質(zhì),進(jìn)而影響土壤的團(tuán)聚體分布[19]。合適的團(tuán)聚體比例不僅會(huì)影響土壤肥力,而且是土壤有機(jī)碳穩(wěn)定的重要保障[20]。研究發(fā)現(xiàn),在該地區(qū)棄耕人工造林或者自然恢復(fù)后,土壤0—10 cm土層的大團(tuán)聚體數(shù)量對(duì)比農(nóng)田土壤將會(huì)出現(xiàn)不同幅度上升,可能是土壤的粘粒+粉粒(<0.053 mm)團(tuán)聚體黏合成了粒徑更大的團(tuán)聚體(0.053—0.25 mm和0.25—2 mm),這一過程提高了土壤團(tuán)聚體的水穩(wěn)性,改善了土壤的結(jié)構(gòu)[4]。而農(nóng)田土壤由于常年翻耕,人為擾動(dòng)程度較大,且耕作加速了土壤團(tuán)聚體的破碎,所以大團(tuán)聚體含量相對(duì)較低[8]。這與An等(2010)在黃土高原的研究結(jié)果類似,由于耕作對(duì)根系的破壞,植物纖維對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定作用將會(huì)變?nèi)?即相比于農(nóng)田,森林土壤的團(tuán)聚體穩(wěn)定性更高[21]。

土地利用方式變化同時(shí)也影響土壤的MWD和AR值。本研究發(fā)現(xiàn)在0—10 cm土層,棄耕后無論是人工造林還是自然恢復(fù)林,對(duì)比農(nóng)田其MWD和AR值均增大,其中自然恢復(fù)林與農(nóng)田結(jié)果差異顯著。這主要是由于耕作所引起的農(nóng)田土壤擾動(dòng)會(huì)導(dǎo)致土壤有機(jī)碳損耗和穩(wěn)定性團(tuán)聚體減少[22]。而在影響團(tuán)聚體穩(wěn)定性和改善土壤結(jié)構(gòu)的各種因素中,土壤有機(jī)質(zhì)含量水平以及微生物種群數(shù)量尤為重要[23]。森林土壤由于凋落物含量高且在地表聚集,一方面減少了雨水對(duì)土壤的沖刷,另一方面這些有機(jī)殘余物在分解過程中可以激活微生物群落并導(dǎo)致真菌和細(xì)菌數(shù)量的提高,而它們產(chǎn)生的根系分泌物和酶可以增加土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性[24]。在不同深度土壤上的計(jì)算結(jié)果表明,除農(nóng)田土壤外,其他3種土地利用方式0—10 cm土層MWD和AR值均高于10—20 cm土層,表明水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量隨著土層的加深而降低,這主要與表層土壤凋落物及草本植物的根系及其分泌物有關(guān),近表層的高有機(jī)質(zhì)含量可為大團(tuán)聚體形成提供物質(zhì)基礎(chǔ),進(jìn)而增加了水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量,并最終改善土壤質(zhì)量[25]。而農(nóng)田由于常年采用小麥—玉米輪作的耕作方式,每年會(huì)對(duì)土壤進(jìn)行翻耕,團(tuán)粒結(jié)構(gòu)易被人為破壞,從而產(chǎn)生較低MWD值。本研究也發(fā)現(xiàn),實(shí)驗(yàn)樣地中自然恢復(fù)樣地地表草本及灌木植被生物量遠(yuǎn)大于刺槐林,其每年產(chǎn)生的枯枝落葉等凋落物也多于刺槐林；此外,自然恢復(fù)樣地內(nèi)以構(gòu)樹為主要優(yōu)勢(shì)種群,構(gòu)樹為落葉喬木,具有根系淺、側(cè)根分布廣、生長(zhǎng)快等特點(diǎn),其早期生長(zhǎng)速度及生物產(chǎn)量甚至超過楊樹,龐大的水平根系有利于防止水土流失、改善土壤質(zhì)量,這也是該土地利用類型土壤結(jié)構(gòu)更加穩(wěn)定的一個(gè)重要原因[26-27]。

3.2 不同土地利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量及貢獻(xiàn)率的影響

土地利用方式的更替對(duì)土壤有機(jī)碳含量影響顯著,原因可能在于植被覆蓋類型不同,凋落物類型也不同,從而影響了土壤養(yǎng)分含量[28]。本研究幾種土地利用方式>2 mm粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率均較低,實(shí)驗(yàn)過程中我們發(fā)現(xiàn)該區(qū)域>2 mm粒徑土壤團(tuán)聚體中普遍存在著大量的低含碳量半風(fēng)化碎石,該結(jié)果應(yīng)該主要是由于半風(fēng)化碎石的影響。而在3種林地土壤中,除>2 mm粒徑團(tuán)聚體外,土壤有機(jī)碳的貢獻(xiàn)率均隨團(tuán)聚體粒徑增大而增大。一般地,水穩(wěn)性團(tuán)聚體穩(wěn)定性依賴于多糖、根、真菌菌絲等有機(jī)膠結(jié)成分以及一些物理化學(xué)過程的相互作用,依據(jù)Tisdall和Oades模型,最小的團(tuán)聚體由有機(jī)礦質(zhì)碎片組成,它們與真菌細(xì)菌碎片結(jié)合在一起形成微團(tuán)聚體(<0.25 mm)；然后,植物根系和菌絲將這些微團(tuán)聚體纏繞形成大團(tuán)聚體(>0.25 mm),本研究的結(jié)果也符合這一模型(圖5)[29]。研究發(fā)現(xiàn),在自然恢復(fù)林0—10 cm土層中,0.25—2 mm與0.053—0.25 mm的團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率分別是<0.053 mm團(tuán)聚體有機(jī)碳貢獻(xiàn)率的3.28倍和1.38倍,遠(yuǎn)大于農(nóng)田土壤的相應(yīng)數(shù)值。圖5結(jié)果表明,農(nóng)田土壤有機(jī)碳大部分存在于<0.25 mm的微團(tuán)聚體中,這是因?yàn)楦鲿?huì)破碎大團(tuán)聚體并使有機(jī)質(zhì)暴露出來,使得有機(jī)質(zhì)更容易被土壤微生物所礦化分解,而小團(tuán)聚體內(nèi)有機(jī)碳一般較難被分解,所以與林地相反,農(nóng)田土壤有機(jī)碳更多地集中在微團(tuán)聚體中(圖5)[30]。這也和Six等的研究結(jié)果一致,即耕作方式和強(qiáng)度會(huì)顯著影響土壤有機(jī)質(zhì)的累積,高耕作強(qiáng)度會(huì)加快土壤有機(jī)質(zhì)的轉(zhuǎn)化,同時(shí)減少團(tuán)聚作用的形成[15]。因此,在該地區(qū)也可以多采用一些保護(hù)性耕作措施,如少耕、免耕技術(shù),配合秸稈還田,有機(jī)肥施用等來提高當(dāng)?shù)剞r(nóng)田有機(jī)碳含量,增加土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性[31]。

3.3 不同粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量與土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的關(guān)系

本研究發(fā)現(xiàn)在0—10 cm土層,土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和土壤有機(jī)碳含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系,這也和大部分研究者的研究結(jié)論一致[32]。即耕作等人為活動(dòng)可顯著影響土壤團(tuán)聚體的大小分布和孔隙結(jié)構(gòu),進(jìn)而對(duì)土壤微生物棲息地產(chǎn)生影響,從而使受保護(hù)的有機(jī)質(zhì)變的易于被微生物代謝和轉(zhuǎn)化,最終影響種群活動(dòng)及土壤有機(jī)質(zhì)含量[22]。一般地,土壤團(tuán)聚體發(fā)育程度和土壤的固碳能力有很強(qiáng)的相關(guān)性,團(tuán)聚體的形成是有機(jī)膠體粘合作用的結(jié)果,反過來團(tuán)聚體的形成又可以阻止有機(jī)碳的快速損失,團(tuán)聚體內(nèi)部的厭氧條件也可以降低有機(jī)碳的分解速度[33]。但也有些學(xué)者認(rèn)為團(tuán)聚體和團(tuán)聚體有機(jī)碳之間的緊密關(guān)系并不適用于所有的土壤類型或者土地利用方式,只有在減少機(jī)械破壞的情況下,二者才有相關(guān)性。在自然或者改良的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中,由于大團(tuán)聚體內(nèi)部的保護(hù)性環(huán)境,大團(tuán)聚體包被的小團(tuán)聚體周轉(zhuǎn)速度較慢,以保護(hù)其內(nèi)部包被的顆粒有機(jī)碳同時(shí)提高礦物結(jié)合碳分解產(chǎn)物的穩(wěn)定性,從而提高團(tuán)聚體的穩(wěn)定性[34]。在本研究中,棄耕后的土壤大團(tuán)聚體增加和水穩(wěn)定性增強(qiáng)都和土壤有機(jī)質(zhì)的積累有關(guān),尤其是在0—10 cm土層,二者有很好的線性相關(guān)性；沒有人為擾動(dòng),土壤形成的大團(tuán)聚體不會(huì)被破壞,團(tuán)聚體也可顯著降低微生物與其內(nèi)部包被有機(jī)質(zhì)接觸的可能性,從而引起有機(jī)質(zhì)含量的增加[35]。此外,棄耕后林下植被豐富,減少了地表的裸露,減輕了雨水等對(duì)地面的擊打,這也會(huì)增加土壤團(tuán)聚結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性[36]。

4 結(jié)論

1. 土地利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性有顯著影響,棄耕后自然恢復(fù)林與刺槐人工林的大團(tuán)聚體(>0.25 mm)含量都高于農(nóng)田,且自然恢復(fù)林的大團(tuán)聚體增加更為顯著。與農(nóng)田土壤相比,自然恢復(fù)林和刺槐人工林的<0.053 mm團(tuán)聚體含量均顯著下降,這些現(xiàn)象在0—10 cm土層比10—20 cm土層更加明顯。該研究區(qū)域的自然和人工植被恢復(fù)均可顯著促進(jìn)大團(tuán)聚體的形成,并改善土壤結(jié)構(gòu)。

2. 棄耕還林后,在0—10 cm土層內(nèi),3種林地土壤的各粒徑團(tuán)聚體有機(jī)碳含量均大于農(nóng)田,棄耕還林可以增加土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量。除>2 mm粒徑團(tuán)聚體外,3種林地土壤的有機(jī)碳貢獻(xiàn)率均隨團(tuán)聚體粒徑的增加而增加,而農(nóng)田土壤的有機(jī)碳大部分存在于<0.25 mm粒徑微團(tuán)聚體中。

3. 表層土壤的團(tuán)聚體穩(wěn)定性與其各個(gè)粒級(jí)團(tuán)聚體有機(jī)碳含量之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系,團(tuán)聚體的水穩(wěn)性主要依靠土壤有機(jī)質(zhì)的膠結(jié)作用。棄耕營(yíng)造刺槐林或者自然恢復(fù)均可以增加研究區(qū)域的土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量并提高其土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性,是該區(qū)域較為合理的土地利用方式。