胡 堯, 李 懿 , 侯雨樂

(阿壩師范學院 資源與環(huán)境學院, 四川 汶川623002)

土壤團聚體作為土壤的重要組成部分，一方面通過穩(wěn)定土壤結構，減少土壤的水土流失；另一方面，通過保護土壤中的有機碳，提高土壤肥力與質量，對土壤有著重要的作用，土壤團聚體穩(wěn)定性已被廣泛認為是土壤質量或土壤健康的一個關鍵指標[1-2]。對于土壤團聚體的分類，現(xiàn)在大多以濕篩法進行，一般以250 μm為界線將團聚體分為大團聚體和微團聚體類，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]。不同級別的團聚體對于協(xié)調土壤養(yǎng)分的保持與供應、改善孔隙組成、水力學性質和生物學性質具有不同的作用[4]。近年來國內對土壤團聚體穩(wěn)定性及其有機碳的研究開展得較多，但主要集中于農田管理措施，包括耕作方式、施肥以及秸稈還田等，而關于土地利用變化對土壤團聚體穩(wěn)定性及其有機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聚體穩(wěn)定性及其有機碳具有重要影響[6]。

土地利用是人類活動和自然作用相結合的過程，人為干擾導致土地利用結構類型變化多樣[7]；土地利用是人類干預土壤肥力最重要、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)分的流動與轉化，進而導致土壤肥力變遷[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。隨著人口增長和經濟的發(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該區(qū)土壤肥力、改善土壤質量、實現(xiàn)植被恢復和重建的重要途徑，然而這些措施必將對土壤有機碳的積累、循環(huán)和平衡產生重要影響。本文探討不同土地利用方式對岷江流域土壤團聚體有機碳的影響，以期為有效的土地管理措施提供理論依據。

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，地形復雜，嶺谷相間，兩岸耕地、人口分布少；中游和下游經丘陵平原區(qū)，地勢平坦，兩岸耕地、人口分布較多，交通便利工農業(yè)發(fā)達，為本研究區(qū)域。該區(qū)具有溫帶—亞寒熱帶氣候特點，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

根據岷江中游流域特點，在小流域內選取坡耕地、次生林、人工林、灌草叢和撂荒地5種土地類型布設4個水平投影面積100 m×100 m的小區(qū)。坡耕地：流域內傳統(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：近年來進行流域綜合治理，在政策導向下農戶將大部分坡耕地進行退耕還林，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：也即廢棄的農田，形成了紫莖澤蘭的單優(yōu)群落，植被覆蓋度達到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，每個采樣點重復取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，用保鮮盒帶回實驗室。所取土壤樣品分為兩部分，一部分自然風干后測量土壤養(yǎng)分，另一部分原狀土為在風干過程中沿自然裂隙掰成直徑為1 cm左右大小的團聚體。風干后采用Elliot的土壤團聚體濕篩法進行粒徑分組：稱取100 g風干土樣，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，可分別稱為大團聚體、中間團聚體、微團聚體和粉+黏團聚體，得到的不同級別的團聚體一部分烘干稱重，用于計算各組分的質量分數(shù)。另一部分風干后，用于測定團聚體組分的有機碳含量。

有機碳采用重鉻酸鉀—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)據分析

選取平均質量直徑(mean weight diameter，MWD)和幾何平均直徑(geometric mean diameter，GMD)作為土壤團聚體穩(wěn)定性的評價指標。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為這一粒徑團聚體的質量分數(shù)；Msoil為單位面積土壤質量(mg/hm2)；ρb為土壤容重(g/cm3)；T為土層深度(m)；Tadd為要達到等質量土壤需要另加的亞表層土層深度(m)；Msoil,equit為最大的土壤質量(Mg/hm2)；Msoil,surf為其他質量小于Msoil,equit的處理的表層土壤質量之和(mg/hm2)；ρb,subsurface為亞表層土壤容重(g/cm3)，在此試驗中為20—30 cm土層的土壤容重；Melement為SOC儲量(mg/hm2)；Cconc為有機碳占全土的含量(g/kg)，即為某一粒徑組分的有機碳含量乘上該粒徑組分占全土的質量分數(shù)。有機碳單位面積上等質量有機碳儲量等于表層土壤有機碳儲量加上要達到該土壤質量需要另加的土層深度的有機碳儲量。統(tǒng)計分析利用Excel 2003和SPSS 13.00軟件對數(shù)據進行分析，單因素方差進行分析(one-way ANOVA)，顯著性分析采用LSD法。

2 結果與分析

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聚體組成的影響

不同土地利用方式下土壤各團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聚體(>2 mm)含量之間存在一定的差異。在0—30 cm土層深度內，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聚體(0.25～2 mm)和微團聚體53 μm～0.25 mm)含量的影響并不明顯，各土層上的中間團聚體和微團聚體含量在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聚體含量分別為25.89%，31.26%，21.04%，18.95%，21.06%，微團聚體含量分別為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，土壤粉+黏團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+黏團聚體含量隨土層深度的增加而升高。

試驗數(shù)據表明，不同土地利用方式對土壤團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，在土壤的各粒徑團聚體中，次生林和人工林以>0.25 mm的大團聚體為主，占粒徑總組成的20%以上；灌草叢以中間團聚體和粉+黏團聚體為主；而坡耕地和撂荒地則以粉+黏團聚體為主，約占粒徑總組成的40%。>0.25 mm團聚體被認為是土壤中最好的結構體，稱為土壤團粒結構體，是維持土壤結構穩(wěn)定的基礎，其含量越高，土壤結構的穩(wěn)定性越大。次生林和人工林的開墾行為會導致大團聚體的破碎化，坡耕地>0.25 mm的大團聚體含量均小于林地，與林地相比，下降幅度分別達到47.23%和43.15%，說明林地轉化為坡耕地后土壤結構惡化；而坡耕地閑置為撂荒地后，則會促使粉+黏團聚體向粒徑大的微團聚體及中間團聚體轉化，使土壤結構趨于改善。

2.3 不同土地利用方式對土壤團聚體穩(wěn)定性的影響

土壤團聚體穩(wěn)定性表示土壤結構的穩(wěn)定性，直接或間接影響土壤其他物理化學屬性。團聚體平均重量直徑(MWD)和幾何平均直徑(GMD)是反映土壤團聚體穩(wěn)定性的重要指標，MWD和GMD值越大表示團聚體平均直徑團聚度越高，穩(wěn)定性越強。不同土地利用方式下MWD和GMD見圖3?？梢?，隨土層深度的增加，林地土壤團聚體的穩(wěn)定性逐漸減弱，而坡耕地和撂荒地則逐漸增強，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。在0—30 cm土層深度的各土層上，次生林和人工林團聚體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，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致土壤團聚體的穩(wěn)定性降低，容易被水分散，而坡耕地棄耕撂荒會增強團聚體的穩(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聚體質量分數(shù)

圖2不同土地利用方式下0-30cm土層各粒徑團聚體質量分數(shù)平均值

2.4 不同土地利用方式對土壤團聚體有機碳的影響

由圖4可知，5種土地利用方式下土壤>2 mm大團聚體內有機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聚體內有機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聚體的有機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聚內有機碳含量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地。與林地相比，坡耕地大團聚體有機碳含量減少了約30%，說明將林地轉變?yōu)槠赂睾髸е麓髨F聚體內的有機碳含量的降低；而將坡耕地轉變?yōu)榱袒牡睾螅寥乐写髨F聚體內的有機碳含量則提高2倍左右。

圖3不同土地利用方式下土壤團聚體平均質量直徑和幾何平均直徑

中間團聚體和微團聚體有機碳含量的土壤剖面分布趨勢相似。有機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。不同土層中間團聚體及微團聚體有機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，中間團聚體有機碳含量為次生林和人工林>撂荒地>灌草叢>坡耕地。微團聚體的有機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，坡耕地中間團聚體和微團聚體的有機碳含量均有所降低，而坡耕地撂荒后，兩種粒徑團聚體有機碳含量分別顯著增加。

粉+黏團聚體內的有機碳含量也表現(xiàn)出由上到下逐漸降低的趨勢，土地利用方式對粉+黏團聚體有機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+黏團聚體內的有機碳含量最高，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+黏團聚體有機碳含量較林地低，而撂荒地則比坡耕地高。

圖4不同土地利用方式下各團聚體有機碳含量

如圖5所示，大團聚體有機碳儲量為次生林和人工林>灌草叢>坡耕地>撂荒地；中間團聚體有機碳儲量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地；微團聚體有機碳儲量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地；粉+黏團聚體有機碳儲量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地。林地與撂荒地各粒徑團聚體內的有機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，將導致各團聚體組分內有機碳的損失，不利于土壤有機碳的積累；而坡耕地撂荒則能有效促進土壤各團聚體組分內有機碳的增加，有助于土壤有機碳的恢復和截存。

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

2.5 不同土地利用方式團聚體有機碳與土壤養(yǎng)分的相關關系

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

圖5 不同土地利用方式下各團聚體有機碳儲量

注：*，**分別表示在0.05，0.01水平上差異顯著。

3 討論與結論

不同土地利用方式對土壤養(yǎng)分及理化性質具有較大影響，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，有機碳含量最低[12]。

土壤有機碳是形成土壤團聚體的重要膠結物質，在土壤團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碳含量，進而對土壤團聚體穩(wěn)定性產生間接影響。本研究試驗測定發(fā)現(xiàn)在0—30 cm的深度內土壤有機碳的平均含量為撂荒地>次生林和人工林>灌草叢>坡耕地。林地轉變?yōu)槠赂睾螅?0.25 mm的大團聚體含量有所降低，MWD和GMD值也均有顯著降低(p<0.05)，林地開墾利用后，土壤有機碳含量減少，導致土壤大團聚體分散，從而降低了土壤團聚體的穩(wěn)定性。有研究認為土壤耕作后大團聚體更容易破裂，耕作優(yōu)先降低了>2 mm的大團聚體含量。將坡耕地棄耕后，土壤中粉+黏團聚體(<53 μm)的含量有所減少，黏合形成了粒徑更大的團聚體—微團聚體(53 μm～0.25 mm)和中間團聚體(0.25～2 mm)，由此使得土壤團聚體的穩(wěn)定性得到了提高和增強，這與前人的研究結果一致[13-14]。因此，坡耕地在耕種管理過程中需要進行土壤有機碳的改善和保護，比如在單施化肥的基礎上配施有機肥、秸稈還田以及采取保護性耕作措施等，從而提高土壤中大團聚體含量，增強土壤結構的穩(wěn)定性。相對于林地，坡耕地土壤中有機碳含量的下降并未達到顯著水平，>0.25 mm的大團聚體含量以及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和微生物產生影響，進而影響土壤團聚化作用，并且植物根系分泌物產生的高分子黏質對土壤顆粒有很強的粘著力，高分子黏膠物質與土壤顆粒相互作用，促進團聚體的形成；坡耕地因為根系分泌物的數(shù)量少，土壤中促進團聚作用的黏合物也少，由此形成的大團聚體含量也隨之減少，從而導致土壤團聚體穩(wěn)定性降低。

不同土地利用方式下各粒徑團聚體有機碳含量均隨土層深度的增加而減少，主要是因為植物殘體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聚體內部結合形成微粒有機碳。數(shù)據分析發(fā)現(xiàn)，林地和撂荒地各粒徑團聚體有機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碳的降低，而坡耕地的撂荒則會截存土壤有機碳[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充土壤碳庫；而且林木和草本植物根系的轉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民，由于運輸不便以及經濟落后等原因，使得坡耕地土壤有機碳的來源比林地少。坡耕地由于常年翻耕，表層土壤松軟，水土流失嚴重，使得土壤中有機碳也隨之流失；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，這些原因都導致坡耕地不利于土壤有機碳的積累[17]。本研究發(fā)現(xiàn)林地轉變?yōu)槠赂睾?，粒徑較大的團聚體內損失的有機碳較多，而且儲存有機碳的主要團聚體組分的粒徑也隨之減小。這種變化符合關于團聚體形成的經典模型[18]，他們認為新鮮輸入的有機碳進入土壤后，首先與土壤中粒徑較小的微團聚體膠結形成大團聚體，微團聚體再形成于其內部，或有機碳分解，大團聚體破碎后直接形成微團聚體，然后微團聚體在耕作擾動等作用下從大團聚體中釋放，而存在于微團聚體中的有機碳由于受到物理保護，所以其穩(wěn)定性比大團聚體中的新鮮有機碳更高。但本研究中坡耕地向撂荒地的轉變與經典模型稍有出入，坡耕地撂荒后，中間團聚體土壤有機碳增加量最大，而大團聚體增加量最小，造成這種現(xiàn)象的原因可能與土地利用變化的時間有關。相關性分析可知，土壤團聚體有機碳受到土壤養(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聚體有機碳的主要因素，土壤速效養(yǎng)分是影響不同土地利用方式中、微團聚體有機碳的主要因素。

參考文獻:

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

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

[3] 史奕,陳欣,沈善敏.土壤團聚體的穩(wěn)定機制及人類活動的影響[J].應用生態(tài)學報,2002,13(11):1491-1494.

[4] 竇森,李凱.土壤團聚體中有機質研究進展土壤團聚體中有機質研究進展[J].土壤學報,2011,48(2):412-418.

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

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

[7] 劉紀遠,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:D輯,2002,32(12):1031-1040.

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

[9] 王清奎,汪思龍.土壤團聚體形成與穩(wěn)定機制及影響因素[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)性團聚體與土壤養(yǎng)分的關系[J].應用生態(tài)學報,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聚體中養(yǎng)分的分布特征[J].水土保持學報,2010,24(3):170-174.

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

[13] 周虎,呂貽忠,楊志臣,等.保護性耕作對華北平原土壤團聚體特征的影響[J].中國農業(yè)科學,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聚體中養(yǎng)分和酶的分布[J].生態(tài)學報,2006,26(2):364-372.

[15] 蘇靜,趙世偉.植被恢復對土壤團聚體分布及有機碳,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碳組分及團聚體穩(wěn)定性的影響[J].生態(tài)學雜志,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)分含量及物理性質研究[J].水土保持學報,2011,25(1):64-69.

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