李涵詩毛艷玲?鄒雙全

（1 福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福州 350002）

（2 福建省土壤環(huán)境健康與調(diào)控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福州 350002）

（3 福建農(nóng)林大學(xué)林學(xué)院，福州 350002）

δ13C標(biāo)記林木殘?bào)w碳在土壤團(tuán)聚體中的分布*

李涵詩1，2毛艷玲1，2?鄒雙全3

（1 福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福州 350002）

（2 福建省土壤環(huán)境健康與調(diào)控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福州 350002）

（3 福建農(nóng)林大學(xué)林學(xué)院，福州 350002）

應(yīng)用脈沖標(biāo)記法標(biāo)記富集13C的杉木幼苗殘?bào)w；采集在桔園、杉木人工林、米櫧次生林和細(xì)柄阿丁楓天然林等不同土地利用方式的土壤表層樣品，通過室內(nèi)短期培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)（20 ℃，培養(yǎng)90 d）研究殘?bào)w在＞250 μm、53～250 μm和＜53 μm等三個(gè)水穩(wěn)性團(tuán)聚體粒級(jí)組中的分配。結(jié)果表明：在添加13C標(biāo)記杉木殘?bào)w下，不同粒級(jí)團(tuán)聚體的δ13C值均顯著升高，但以桔園土壤幅度最大；不同土地利用的土壤中，δ13C豐度值在＜53 μm團(tuán)聚體中最小，53～250 μm團(tuán)聚體中最高。隨著外源碳輸入量的增加，進(jìn)入土壤的新碳含量也隨之升高；C/N較大的外源有機(jī)殘?bào)w在短期內(nèi)更有利于新碳的積累。外源新碳在土壤團(tuán)聚體中的分配比例由小到大順序依次為＞250 μm、53～250 μm、＜53 μm，這表明短期培養(yǎng)有利于微團(tuán)聚體新碳的積累。

δ13C；外源碳；土壤團(tuán)聚體；土地利用方式

土壤碳庫是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的碳庫，全球1 m深土層的有機(jī)碳貯量約是陸地植被碳貯量的3倍，是大氣碳貯量的2倍，在全球碳循環(huán)中扮演著重要角色［1］。土壤凈碳量取決于碳輸入和輸出間的平衡，外源有機(jī)植物殘?bào)w是土壤有機(jī)碳的主要來源，是影響土壤有機(jī)碳含量的關(guān)鍵因素［2］。外源碳添加能抑制或促進(jìn)土壤有機(jī)碳的礦化［3］。Helal和Sauerbeck［4］發(fā)現(xiàn)添加玉米根系顯著促進(jìn)土壤有機(jī)碳的分解；尹云鋒和蔡祖聰［5］研究結(jié)果表明施入玉米秸稈可促進(jìn)土壤原有機(jī)碳分解，且隨施用量的增多，分解速度加快。但是勞秀榮等［6］也研究報(bào)道秸稈還田會(huì)使土壤有機(jī)碳含量增加約30%。因此，明確外源碳在土壤中的周轉(zhuǎn)規(guī)律，對(duì)闡明土壤對(duì)大氣CO2的“源/匯”效應(yīng)具有重要意義。

δ13C方法是研究土壤有機(jī)碳分配、轉(zhuǎn)化及遷移的一種新方法，不僅可以示蹤土壤原有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化，還能監(jiān)測外源碳在土壤不同組分中的動(dòng)態(tài)變化［5，7］。但目前該方法的研究多集中在外源碳對(duì)土壤有機(jī)碳數(shù)量、分解速率的影響等方面［5，8-9］，而土壤不同粒級(jí)團(tuán)聚體間的物理結(jié)構(gòu)存在差異，會(huì)影響外源碳在土壤不同組分中的周轉(zhuǎn)和穩(wěn)定［10］。此外，在研究材料選擇上，國內(nèi)外的學(xué)者大多以水稻、玉米、小麥等農(nóng)田作物作為外源植物材料進(jìn)行同位素標(biāo)記［5，8，11］，而木本植物作為外源標(biāo)記植物的報(bào)道甚少。在林地土壤中，添加農(nóng)田作物凋落物研究土壤有機(jī)質(zhì)分解規(guī)律，難以表征林地土壤有機(jī)質(zhì)分解的實(shí)際過程。因此，為使外源殘?bào)w符合森林立地條件，本文選取杉木作為外源植物殘?bào)w，對(duì)杉木幼苗進(jìn)行富集13C標(biāo)記，研究其在不同立地土壤中的分解和轉(zhuǎn)化，探討外源碳在土壤團(tuán)聚體中的分配規(guī)律，為亞熱帶森林土壤有機(jī)碳穩(wěn)定機(jī)制提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

富集13C杉木幼苗標(biāo)記及殘?bào)w制備：采用脈沖標(biāo)記法對(duì)盆栽杉木幼苗進(jìn)行13C同位素富集標(biāo)記。在杉木生長旺盛期7月至12月，每月標(biāo)記1次，每次在上午8∶00至12∶00間進(jìn)行。具體方法是：在長×高×寬為1.6 m×1.1 m×1.2 m的特制密閉有機(jī)玻璃生長箱中放置10盆杉木幼苗，通入由Ba13CO3（99 atom%13C）與40%乳酸進(jìn)行反應(yīng)產(chǎn)生的13CO2氣體，通過光合作用使標(biāo)記碳進(jìn)入杉木體內(nèi)碳水化合物［12］。6個(gè)月后將收獲的杉木根與莖葉分開，采用四分法取樣后烘干粉碎過5 mm篩，制成富集13C莖葉殘?bào)w和根殘?bào)w。莖葉殘?bào)w的有機(jī)碳含量為417.3 g kg-1，全氮含量為5.88 g kg-1，C / N比為70.97，δ13C值為104.40 ‰；根殘?bào)w的有機(jī)碳含量為411.9 g kg-1，全氮含量為3.47 g kg-1，C / N比為118.83，δ13C值為91.27 ‰。

供試土壤：土壤樣品采自福建省建甌市萬木林自然保護(hù)區(qū)（118° 08′ 22″ E～118° 09′ 23″ E， 27° 02′ 28″～27° 03′ 32″ N）。以桔園（Citrus aurantiumL.）、杉木［Cunninghamia lanceolata（Lamb.）Hook.］人工林、米櫧［Castanopsis carlesii（Hemsl.）Hay.］次生林和細(xì)柄阿丁楓［Altingia gracilipesHemsl.］天然林等4種土地利用方式下的土壤為研究對(duì)象。其中桔園是1980年砍伐雜木林后種植的，平均樹高4 m，胸徑17.7 cm，定期施化肥并輔施有機(jī)肥，適時(shí)噴灑農(nóng)藥，干旱季節(jié)適當(dāng)灌溉；杉木人工林是在1969年砍伐后造林形成的，平均樹高18 m，平均胸徑18.3 cm；米櫧林平均樹高23 m，平均胸徑29.4 cm；天然林是歷時(shí)600多年自然演替形成的，建群種主要為細(xì)柄阿丁楓，細(xì)柄阿丁楓平均樹高28 m，平均胸徑45.2 cm。不同利用方式下的土壤本底條件一致，土壤類型為山地紅壤，氣候?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)型氣候區(qū)，海拔234～556 m，年均氣溫19.4 ℃，年均降水量1 670 mm，年均相對(duì)濕度81%。表土采集時(shí)間為2011年1月，采樣深度為0～20 cm，按“S”形隨機(jī)設(shè)定5個(gè)取樣點(diǎn)，多點(diǎn)混合后帶回實(shí)驗(yàn)室除去植物殘?bào)w，自然風(fēng)干，采用瑪瑙研缽研磨過2 mm篩備用。土壤理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤基本理化性狀Table 1 Basic physical and chemical properties of the soil studied

1.2 培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)設(shè)4個(gè)處理，分別為0%（不加杉木殘?bào)w，CK）、0.2%和1.2%標(biāo)記莖葉殘?bào)w（簡稱葉殘?bào)w）及1.2%標(biāo)記根殘?bào)w；每個(gè)處理重復(fù)3次。分別稱取0、0.2和1.2 g標(biāo)記莖葉殘?bào)w和1.2 g標(biāo)記根殘?bào)w，與相當(dāng)于100 g烘干土重的風(fēng)干土樣充分混勻，置于500 ml塑料杯中，加水使土壤含水量至土壤持水量（Water holding capacity，WHC）的60%，用透氣的塑料薄膜封口，置于20 ℃的培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，每隔48 h稱重并補(bǔ)加水分，90 d后取出土壤，自然風(fēng)干備用。

1.3 土壤團(tuán)聚體的分離

土壤團(tuán)聚體分離采用濕篩法，參照Elliott［12］的方法略作修改。稱取50 g風(fēng)干土樣，于水中浸泡5 min，利用篩分儀（EML 200 digital plus T，德國）震蕩5 min，依次分出＞250 μm、53～250 μm和 ＜ 53 μm三個(gè)不同粒級(jí)的土壤團(tuán)聚體，置于烘箱中（50 ℃），24 h后烘干稱重。

1.4 樣品分析及方法

杉木殘?bào)w全碳與全氮含量采用元素分析儀（Elementar Vario ELⅢ，Elementar，德國）測定；土壤和杉木殘?bào)w的δ13C值用同位素比質(zhì)譜分析儀（MAT 253，Thermo Fisher，德國）測定。土壤有機(jī)碳含量采用重鉻酸鉀-濃硫酸法；土壤全氮含量采用半微量開氏法；土壤pH采用電位法（水土比2.5∶1）；土壤容重采用環(huán)刀法；土壤顆粒組成分析采用吸管法［13］測定。

1.5 計(jì)算及數(shù)據(jù)處理

培養(yǎng)結(jié)束時(shí)全土或團(tuán)聚體有機(jī)碳來源于杉木殘?bào)w的比例，按如下方程計(jì)算［7-8］：

式中，δCSL為培養(yǎng)結(jié)束時(shí)添加標(biāo)記杉木殘?bào)w的土壤δ13C值；δCCK為不加杉木殘?bào)w的土壤δ13C值；δCL為杉木殘?bào)w的δ13C值。

培養(yǎng)后土壤樣品中來自杉木殘?bào)w有機(jī)碳數(shù)量CN由下式估計(jì)：

式中，C為土壤樣品的有機(jī)碳含量。

數(shù)據(jù)處理采用 Microsoft Excel 2010 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理；運(yùn)用 SPSS 18.0 統(tǒng)計(jì)分析軟件進(jìn)行單因素方差分析和獨(dú)立樣本 T 檢驗(yàn)，用最小顯著差數(shù)法（Least significant difference，LSD）作多重比較，顯著性水平為p＜0.05。

2 結(jié)果與討論

2.1 外源碳培養(yǎng)后土壤團(tuán)聚體分布特征

圖1 外源碳培養(yǎng)后桔園（a）、杉木人工林（b）、米楮次生林（c）和細(xì)柄阿丁楓天然林（d）土壤不同粒級(jí)團(tuán)聚體質(zhì)量百分?jǐn)?shù)Fig. 1 Mass percentages of different fractions of soil aggregates in the topsoil layers of the citrus orchard（a），the fir plantation（b），the secondary forest（c）and the natural forest（d）

由圖1可知，加入不同數(shù)量與質(zhì)量外源碳培養(yǎng)90 d后，不同土地利用方式下土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體分布特征發(fā)生變化，＜53 μm團(tuán)聚體含量最高，含量為59.5%～69.3%，較對(duì)照平均增加了6.3%～20.1%；＞250 μm大團(tuán)聚體顯著下降，平均下降了7.9%～18.5%。不同利用方式的土壤＜250 μm的微團(tuán)聚體占團(tuán)聚體總量的80%以上，是大團(tuán)聚體數(shù)量的4.2倍～6.3倍。在同種土地利用方式下，殘?bào)w數(shù)量增加有助于提高大團(tuán)聚體的數(shù)量（杉木除外）。＜53 μm團(tuán)聚體含較多腐殖化有機(jī)物，受到土壤黏粒和粉粒的保護(hù)，結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，在土壤中的比例較高。研究結(jié)果與譚文峰等［14］在江漢平原不同土地利用土壤團(tuán)聚體的結(jié)果相似，其研究發(fā)現(xiàn)在不同土地利用方式下土壤＜50 μm團(tuán)聚體占團(tuán)聚體總量比例高達(dá)80.8%～94.1%，是其他粒徑團(tuán)聚體的4.2倍～16.0倍。但李輝信等［15］采用干篩法篩分團(tuán)聚體，在水稻土中發(fā)現(xiàn)團(tuán)聚體以＞3 mm粒徑團(tuán)聚體為主，＜50 μm團(tuán)聚體含量最少，且達(dá)顯著性差異。這與土壤團(tuán)聚體分組方法、培養(yǎng)時(shí)間、土壤母質(zhì)及土地利用方式等有關(guān)。

2.2 外源碳培養(yǎng)后土壤δ13C值的變化

δ13C值反映的是土壤中不同來源有機(jī)碳的變化。δ13C標(biāo)記方法最早用于長期培養(yǎng)條件下土壤有機(jī)質(zhì)周轉(zhuǎn)的研究，但很多研究表明該方法也可用于短期培養(yǎng)條件下土壤有機(jī)質(zhì)動(dòng)態(tài)過程的分析［5，7］。由圖2可知，輸入外源殘?bào)w培養(yǎng)90 d結(jié)束后，不同土地利用方式下的土壤δ13C值均呈顯著提高趨勢，其中桔園土壤幅度最大，是原土的75倍，這與在暗棕壤中加入13C較高的玉米秸稈明顯增加土壤δ13C的研究結(jié)果相類似［7］。在培養(yǎng)期間，加入標(biāo)記富集13C外源植物殘?bào)w，隨培養(yǎng)時(shí)間的增加，δ13C值也隨之下降，但在短期培養(yǎng)結(jié)束（90 d）時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)δ13C值仍然較高。同時(shí)由于桔園土壤初始有機(jī)碳含量最低，外源碳進(jìn)入桔園土壤的空間較大，土壤δ13C值增加的幅度最大。

圖2 外源碳培養(yǎng)后桔園（a）、杉木人工林（b）、米楮次生林（c）和細(xì)柄阿丁楓天然林（d）土壤不同粒級(jí)團(tuán)聚體δ13C值的變化Fig. 2 Change in δ13C in soil aggregates of different fractions in the topsoil layers of the citrus orchard（a），the fir plantation（b），the secondary forest（c）and the natural forest（d）amended with extraneous carbon and incubated

從圖2中還可以看出，不同土地利用方式下土壤δ13C值會(huì)隨輸入碳數(shù)量的增加而增大，但輸入等量根殘?bào)w和葉殘?bào)w時(shí)，δ13C值總是呈現(xiàn)出根殘?bào)w培養(yǎng)高于葉殘?bào)w培養(yǎng)的趨勢。在不同粒徑團(tuán)聚體中，盡管碳輸入數(shù)量和質(zhì)量不同，不同土地利用方式下的4種土壤的δ13C值，總是＜53 μm團(tuán)聚體中最小，而53～250 μm團(tuán)聚體中最大（除米櫧次生林土壤外），這與慈恩等［16］在長期耕作水稻土中發(fā)現(xiàn)的土壤δ13C最小值在＞250 μm團(tuán)聚體不同，造成這種差異的原因主要可能與本試驗(yàn)的培養(yǎng)周期較短有關(guān)。很多研究認(rèn)為，有機(jī)物在降解過程中，不同土壤粒級(jí)間的遷移次序?yàn)椋捍稚啊?xì)砂→粗粉→黏土→細(xì)粉［17］，同時(shí)外源殘?bào)wC/N不同也會(huì)影響有機(jī)物的周轉(zhuǎn)，C/N較小的殘?bào)w分解速率較高，而本研究中杉木殘?bào)wC/N遠(yuǎn)高于其他研究中所添加的秸稈C/N［18］，因此在本研究短期培養(yǎng)條件下，外源杉木殘?bào)w尚未降解充分進(jìn)入更小粒級(jí)土壤組分中，而更多殘留在較大粒級(jí)中。

2.3 外源碳培養(yǎng)后土壤及團(tuán)聚體中新碳的殘留

表2是根據(jù)式（2）估計(jì)的培養(yǎng)后來自標(biāo)記殘?bào)w碳的數(shù)量。輸入外源葉殘?bào)w0.2%和1.2%培養(yǎng)90 d后，新碳在桔園土壤中的含量分別為0.50 g kg-1和5.34 g kg-1，而在杉木人工林土壤中分別為0.74 g kg-1和4.72 g kg-1；新碳在米櫧次生林土壤中的含量（0.80 g kg-1和4.04 g kg-1）與在細(xì)柄阿丁楓天然林土壤中的含量（0.92 g kg-1和4.17 g kg-1）相當(dāng)。方差分析結(jié)果表明，隨著添加量的增加，新碳含量顯著提高。這與其他研究結(jié)果相似，王志明等［19］在田間試驗(yàn)時(shí)發(fā)現(xiàn)隨秸稈還田量的增加，土壤原有機(jī)碳分解速率增加，即新碳?xì)埩袅吭黾?；Jenkinson［20］在14C標(biāo)記的土壤中輸入新有機(jī)碳，發(fā)現(xiàn)源于土壤的14C量隨新碳輸入量的增加而降低。但并非外源碳的添加量越高越好，達(dá)到飽和點(diǎn)時(shí)土壤有機(jī)碳不增加甚至?xí)霈F(xiàn)下降。如路文濤等［21］通過添加不同秸稈歸還量的田間試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，培養(yǎng)3年結(jié)束后土壤有機(jī)碳（SOC）含量呈現(xiàn)出中量秸稈 ＞ 低量秸稈 ＞ 高量秸稈 ＞ CK的趨勢。因此，有關(guān)土壤有機(jī)碳與外源碳添加量之間的關(guān)系有待進(jìn)一步探討。

表2結(jié)果還表明，不同土地利用方式下輸入等量不同殘?bào)w培養(yǎng)90 d結(jié)束后，來源于根殘?bào)w的新碳含量顯著高于葉殘?bào)w（p＜0.05），除細(xì)柄阿丁楓和米櫧中的＜53 μm團(tuán)聚體無顯著性差異外。李玉進(jìn)和王百群［22］研究發(fā)現(xiàn)施用相同量的柳枝稷莖和葉時(shí)，由于葉分解率較莖的高，因此柳枝稷莖在土壤中的周轉(zhuǎn)期更長，更易于促進(jìn)土壤有機(jī)碳的積累。Sariyildiz和Anderson［23］發(fā)現(xiàn)外源碳的C/N越大，耐分解化合物含量越高，其分解率低，殘留量高。本研究中的根殘?bào)wC/N較大，分解較慢，而葉殘?bào)w的主要成分為多糖、纖維素、木質(zhì)素等，較易分解。因此根殘?bào)w在土壤中的殘留量較葉高，更有利于土壤有機(jī)碳的固定。這是由于外源碳作為土壤物質(zhì)和能量的主要來源，不同的外源物料對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的激發(fā)效應(yīng)是不同的。不同的植物殘?bào)w通過影響土壤生物活性、數(shù)量和組成等，從而影響土壤有機(jī)碳的周轉(zhuǎn)進(jìn)程［24］。添加高量外源殘?bào)w培養(yǎng)結(jié)束后，進(jìn)入桔園土壤中的新碳含量最高，與其他土地利用方式達(dá)顯著性差異（p＜0.05），且呈現(xiàn)出：桔園 ＞ 杉木人工林 ＞ 細(xì)柄阿丁楓天然林 ＞ 米櫧次生林的規(guī)律，其主要原因是土壤有機(jī)碳含量主要取決于土壤初始有機(jī)碳與外源碳分解之間的平衡［4］，而桔園土壤初始有機(jī)碳含量最低，新碳可進(jìn)入的空間則較大。

2.4 外源碳培養(yǎng)后殘留碳的土壤團(tuán)聚體分配

在培養(yǎng)90 d后，不同土地利用方式下外源新碳主要集中在土壤粒級(jí)＜53 μm的微團(tuán)聚體中，含量高達(dá)50.5%～70.5%。細(xì)柄阿丁楓天然林與米櫧次生林土壤殘留碳在土壤粒級(jí)中的分布特征相同，比例從小到大為：＞250μm、53～250 μm、＜53 μm，且差異達(dá)顯著水平（p＜0.05）。杉木人工林和桔園土壤均表現(xiàn)出在加入根殘?bào)w時(shí)，新碳分配比例是隨著粒徑的增加而減小，與天然林、次生林相同；但加入葉殘?bào)w，新碳在團(tuán)聚體中殘留比例最小的53～250 μm粒級(jí)，含量為14.7%～18.5%，但杉木人工林土壤在＞250μm 與53～250 μm粒級(jí)之間并沒有顯著差異（p＜0.05）。雖然短期培養(yǎng)后，大團(tuán)聚體有機(jī)碳濃度較微團(tuán)聚體高，但由于微團(tuán)聚體質(zhì)量比例占優(yōu)勢，因而土壤團(tuán)聚體粒級(jí)越細(xì)，其新碳分配比例越高，這也與其他很多研究者的結(jié)果接近。薛麗佳［25］研究發(fā)現(xiàn)，培養(yǎng)360 d結(jié)束后土壤中外源新碳含量與土壤黏粒呈顯著正相關(guān)；黃耀等［26］研究表明土壤黏粒含量增加10%，小麥秸稈的分解量會(huì)大約減少7.4 mg。主要是因?yàn)橥寥鲤ち？梢员３痔挤€(wěn)定，由于在＜53 μm團(tuán)聚體中含較多的黏粒，物理保護(hù)作用強(qiáng)，微生物活性弱，有機(jī)殘?bào)w分解受到限制，故有更多的新碳?xì)埩粼谠摻M團(tuán)聚體中。而一些學(xué)者發(fā)現(xiàn)與本研究并不一致。如呂元春等［8］在紅壤、黃紅壤和草甸土三種類型土壤中添加1%秸稈于20 ℃下培養(yǎng)360 d結(jié)束后，新碳在＞250 μm大團(tuán)聚體中殘留率高達(dá)56.8%～59.6%。Helfrich等［27］添加0.5%玉米葉和根在15 ℃下培養(yǎng)84 d后，新碳在團(tuán)聚體中分配比例從小到大的順序

均為：53～250 μm、＜53 μm、＞250 μm。這說明外源新碳在土壤團(tuán)聚體中的分配動(dòng)態(tài)并不一致，主要原因可能是土壤理化性質(zhì)、培養(yǎng)條件（時(shí)間、溫度和水分等）、外源碳數(shù)量和質(zhì)量等方面的差異，其中培養(yǎng)時(shí)間不同可能是更重要的原因。

表2 培養(yǎng)后土壤不同粒級(jí)團(tuán)聚體中來自標(biāo)記殘?bào)w的碳含量Table 2 Content of the carbon derived from labeled residue in soil aggregates different in fraction after incubation（g kg-1）

圖3 外源碳培養(yǎng)后殘留碳在桔園土壤（a）、杉木土壤（b）、米楮土壤（c）和細(xì)柄阿丁楓土壤（d）不同粒級(jí)團(tuán)聚體的分配比例Fig. 3 Proportion of fresh carbon in soil aggregates different in fraction after incubation of the soil samples amended with13C labeled wood residue relative to land use

土地利用方式影響了外源新碳在土壤團(tuán)聚體中的分配。在＞250 μm團(tuán)聚體中，桔園土壤新碳比例平均為20.9%，杉木人工林土壤平均為14.8%，米櫧次生林土壤平均為15.8%，細(xì)柄阿丁楓天然林土壤平均為18.0%；新碳在53～250 μm團(tuán)聚體中的平均分配比例，桔園、杉木人工林、米櫧次生林和細(xì)柄阿丁楓天然林土壤分別為18.5%、14.7%、26.6%、31.4%；在＜53 μm團(tuán)聚體中的平均分配比例，分別為60.1%、70.5%、57.7%、50.4%。除53～250 μm團(tuán)聚體外，新碳進(jìn)入團(tuán)聚體的比例均表現(xiàn)為園地、人工林、次生林高于天然林。這可能是由于天然林轉(zhuǎn)換為其他土地利用方式后，林地覆蓋率減少，土壤有機(jī)質(zhì)含量下降［28］，因此外源新碳可進(jìn)入的空間增大。

3 結(jié) 論

通過添加13C標(biāo)記杉木殘?bào)w培養(yǎng)90 d結(jié)束后，不同土地利用方式下的土壤團(tuán)聚體δ13C值顯著增加；不同粒級(jí)團(tuán)聚體中的δ13C值最小的是＜53 μm團(tuán)聚體，最大為53～250 μm團(tuán)聚體。進(jìn)入土壤團(tuán)聚體的新碳含量隨外源輸入碳的增加而增加；輸入等量不同外源殘?bào)w時(shí)，來源于根殘?bào)w的新碳含量顯著高于葉殘?bào)w。此外，新碳在＞250 μm團(tuán)聚體中殘留的比例平均為14.8%～20.9%，殘留在微團(tuán)聚體（＜250 μm）中的比例平均在80%以上，這表明90 d短期培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)微團(tuán)聚體對(duì)于新碳的積累貢獻(xiàn)更大。

［1］ 周曉宇，張稱意，郭廣芬. 氣候變化對(duì)森林土壤有機(jī)碳貯藏影響的研究進(jìn)展. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，21（7）：1867—1874

Zhou X Y，Zhang C Y，Guo G F. Effects of climate change on forest soil organic carbon storage（In Chinese）. Chinese Journal of Applied Ecology，2010，21（7）：1867—1874

［2］ Abiven S，Menasseri S，Chenu C. The effects of organic inputs over time on soil aggregate stability：A literature analysis. Soil Biology & Biochemistry，2009，41：1—12

［3］ Hamer U，Marschner B. Priming effects of sugars，amino acids，organic acids and catechol on the mineralization of lignin and peat. Journal of Plant Nutrition and Soil Science，2002，165（3）：261—268

［4］ Helal H M，Sauerbeck D R. Influence of plant roots on C and P metabolism in soil. Plant and Soil，1984，76（1）：175—182

［5］ 尹云鋒，蔡祖聰. 利用δ13C方法研究添加玉米秸稈下紅壤總有機(jī)碳和重組有機(jī)碳分解速率. 土壤學(xué)報(bào)，2007，44（6）：1022—1027

Yin Y F，Cai Z C. Decomposition rates of organic carbon in whole soil and heavy fraction of red soil incorporated with maize stalks using carbon-13 natural abundance（In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2007，44（6）：1022—1027

［6］ 勞秀榮，孫偉紅，王真，等. 秸稈還田與化肥配合施用對(duì)土壤肥力的影響. 土壤學(xué)報(bào)，2003，40（4）：618—623

Lao X R，Sun W H，Wang Z，et al. Effect of matching use of straw and chemical fertilizer on soil fertility（In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2003，40（4）：618—623

［7］ 竇森，張晉京，Lichtfouse E. 等. 用δ13C方法研究玉米秸稈分解期間土壤有機(jī)質(zhì)數(shù)量動(dòng)態(tài)變化. 土壤學(xué)報(bào)，2003，40（3）：328—334

Dou S，Zhang J J，Lichtfouse E，et al. Study on dynamic change of soil organic matter during corn stalk decomposition by δ13C method（In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2003，40（3）：328—334

［8］ 呂元春，薛麗佳，尹云鋒，等. 外源新碳在不同類型土壤團(tuán)聚體中的分配規(guī)律. 土壤學(xué)報(bào)，2013，50（3）：534—539

Lü Y C，Xue J L，Yin Y F，et al. Distribution of fresh carbon in aggregate fractions of different soil types（In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2013，50（3）：534—539

［9］ 張晉京，竇森，江源，等. 玉米秸稈分解期間土壤有機(jī)質(zhì)數(shù)量的動(dòng)態(tài)變化研究. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2000，22（3）：67—72

Zhang J J，Dou S，Jiang Y，et al. Dynamic changes of organic carbon contents in soil during period of decomposition of corn stalks（In Chinese）. Journal of Jilin Agricultural University，2000，22（3）：67—72［10］ Elliott E T. Aggregate structure and carbon，nitrogen，and phosphorus in native and cultivated soils. Soil Science Society of America Journal，1986，50（3）：627—633

［11］ Li Z，Yagi K. Rice root-derived carbon input and its effect on decomposition of old soil carbon pool under elevated CO2. Soil Biology & Biochemistry，2004，36（12）：1967—1973

［12］ 于曉燕，池麗娟，毛艷玲. 應(yīng)用脈沖標(biāo)記法對(duì)杉木富集13C技術(shù)的初步研究. 核農(nóng)學(xué)報(bào)，2014，28（8）：1473—1477

Yu X Y，Chi L J，Mao Y L. A preliminary study on13C enrichment of in Cunninghamia lanceolata using pluse labeling technique（In Chinese）. Journal of Nuclear Agricultural Sciences，2014，28（8）：1473—1477

［13］ 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法. 北京：中國農(nóng)業(yè)科技出版社，2000

Lu R K. Analytical methods for soil and agro-chemistry（In Chinese）. Beijing：China Agricultural Science and Technology Press，2000

［14］ 譚文峰，朱志鋒，劉凡，等.江漢平原不同土地利用方式下土壤團(tuán)聚體中有機(jī)碳的分布與積累特點(diǎn). 自然資源學(xué)報(bào)，2006，21（6）：973—980

Tan W F，Zhu Z F，Liu F，et al. Organic carbon distribution and storage of soil aggregates under land use change in Jianghan Plain，Hubei Province（In Chinese）. Journal of Natural Resources，2006，21（6）：973—980

［15］ 李輝信，袁穎紅，黃欠如，等. 不同施肥處理對(duì)紅壤水稻土團(tuán)聚體有機(jī)碳分布的影響. 土壤學(xué)報(bào)，2006，43（3）：422—429

Li H X，Yuan Y H，Huang Q R，et al. Effects of fertilization on soil organic carbon distribution in various aggregates of red paddy soil（In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2006，43（3）：422—429

［16］ 慈恩，楊林章，馬力，等. 長期耕作水稻土的有機(jī)碳分布和穩(wěn)定碳同位素特征. 水土保持學(xué)報(bào)，2007，21（5）：72—75

Ci E，Yang L Z，Ma L，et al. Distribution and stable carbon isotope character of organic carbon of paddy soils with long-term cultivation（In Chinese）. Journal of Soil and Water Conservation，2007，21（5）：72—75

［17］ 劉啟明，王世杰，樸河春. 穩(wěn)定碳同位素示蹤農(nóng)林生態(tài)轉(zhuǎn)換系統(tǒng)中土壤有機(jī)質(zhì)的遷移和賦存規(guī)律. 環(huán)境科學(xué)，2002，23（4）：89—92

Liu Q M，Wang S J，Piao H C. The dynamics rules of soil organic matter of turnover ecosystems traced by stable carbon isotopes（In Chinese）. Chinese Journal of Environmental Science，2002，23（4）：89—92

［18］ 王曉峰，汪思龍，張偉東. 杉木凋落物對(duì)土壤有機(jī)碳分解及微生物生物量碳的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2013，24（9）：2393—2398

Wang X F，Wang S L，Zhang W D. Effects of Chinese fir litter on soil organic carbon decomposition and microbial biomass carbon（In Chinese）. Chinese Journal of Applied Ecology，2013，24（9）：2393—2398

［19］ 王志明，朱培立，黃東邁，等. 秸稈碳的田間原位分解和微生物量碳的周轉(zhuǎn)特征. 土壤學(xué)報(bào)，2003，40（3）：446—453

Wang Z M，Zhu P L，Huang D M，et al. Straw carbon decomposition in situ in field and characteristics of soil biomass carbon turnover（In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2003，40（3）：446—453

［20］ Jenkinson D S. Studies on the decomposition of plant material in soil. VI：The effect of rate of addition. Journal of Soil Science，1997，28：417—423

［21］ 路文濤，賈志寬，張鵬，等. 稻稈還田對(duì)寧南旱作農(nóng)田土壤活性有機(jī)碳及酶活性的影響. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，30（3）：522—528

Lu W T，Jia Z K，Zhang P，et al. Effect of straw returning on soil labile organic carbon and enzyme activity in semi-arid areas of southern Ningxia，China（In Chinese）. Journal of Agro-Environment Science，2011，30（3）：522—528

［22］ 李玉進(jìn)，王百群. 施用柳枝稷莖和葉對(duì)土壤有機(jī)碳與微生物量碳的影響及其分解特征. 水土保持研究，2012，19（5）：78—82

Li Y J，Wang B Q. Effect of amendment of leaf and stem of switchgrass（Panicum virgatum）on soil organic carbon and microbial biomass carbon as well as the decomposition characteristic of the leaf and stem（In Chinese）. Research of Soil and Water Conservation，2012，19（5）：78—82

［23］ Sariyildiz T，Anderson J M. Interactions between litter quality，decomposition and soil fertility：A laboratory study. Soil Biology & Biochemistry，2003，35（3）：391—399

［24］ Abiven S，Menasseri S，Angers D A，et al. Dynamics of aggregate stability and biological binding agents during decomposition of organic materials. European Journal of Soil Science，2007，58（1）：239—247

［25］ 薛麗佳. 武夷山不同類型土壤有機(jī)碳組分及動(dòng)態(tài)研究.福州：福建師范大學(xué)，2011

Xue L J. Soil organic carbon fractions and its dynamic in different soil types of Wuyi Mountains（In Chinese）. Fuzhou：Fujian Normal University，2011

［26］ 黃耀，劉世梁，沈其榮，等. 環(huán)境因子對(duì)農(nóng)業(yè)土壤有機(jī)碳分解的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13（6）：709—714

Huang Y，Liu S L，Shen Q R，et al. Influence of environment factors on the decomposition of organiccarbon in agricultural soils（In Chinese）. Chinese Journal of Applied Ecology，2002，13（6）：709—714

［27］ Helfrich M，Ludwig B，Potthoff M，et al. Effect of litter quality and soil fungi on macroaggregate dynamics and associated partitioning of litter carbon and nitrogen. Soil Biology & Biochemistry，2008，40（7）：1823—1835

［28］ 吳建國，張小全，徐德應(yīng). 土地利用變化對(duì)土壤有機(jī)碳貯量的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2004，15（4）：593—599

Wu J G，Zhang X Q，Xu D Y. Impact of land-use change on soil carbon storage（In Chinese）. Chinese Journal of Applied Ecology，2004，15（4）：593—599

Distribution of δ13C-labeled Wood Residue Carbon in Soil Aggregates

LI Hanshi1，2MAO Yanling1，2?ZOU Shuangquan3
（1 College of Resources and Environment，F(xiàn)ujian Agriculture and Forestry University，F(xiàn)uzhou 350002，China）
（2 Fujian Provincial Key Laboratory of Soil Environmental Health and Regulation（Fujian Agriculture and Forestry University），F(xiàn)uzhou 350002，China）
（3 College of Forestry，F(xiàn)ujian Agriculture and Forestry University，F(xiàn)uzhou 350002，China）

The pulse labeling technique was used to label13C-enriched wood residue of Cunninghamia lanceolata sapling，which was then mixed，separately，with soil samples collected from the topsoil layers of a citrus orchard（Citrus aurantium），a fir plantation（Cunninghamia lanceolata），a secondary forest of Castanopsis carlesii，and a natural forest of Altingia gracilipes）. To trace dynamics of fresh carbon in soil aggregates，the mistures were incubated at 20 ℃ for 90 d and then analyzed for distribution of13C-labeled wood residue carbon in the three fractions of soil aggregates，i.e. ＞250 μm，53～250 μm and ＜53 μm. Results show that in the soil samples amended with13C-labeled wood residue，δ13C value increased in all the fractions of soil aggregates，especially in the soil samples of the orchard. In all the soil samples，regardless of land use，δ13C value was the lowest in the ＜53 μm fraction of soil aggregates，and the highest in the 53～250 μm fraction. Once extraneous carbon was amended into the soil samples，the content of fresh carbon therein increased instantly. And the content of fresh carbon and δ13C value was higher in the root than in the leaf，as the ratio of C/N is higher in the former. In terms of content of fresh carbon，the three fractions of soil aggregates displayed an order of ＜53 μm ＞ 53～250 μm ＞ ＞250 μm，which indicates that a short term of incubation facilitates accumulation of fresh carbon in micro soil aggregates.

δ13C；Exogenous carbon；Soil aggregates；Land use types

S153

A

（責(zé)任編輯：陳德明）

10.11766/trxb201610150572

* 國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（30972346）、國家科技支撐計(jì)劃（2014BAD15B01）和福建省自然科學(xué)基金項(xiàng)目（2011J01087）資助 Supported by the National Natural Science Foundation of China（No. 30972346），National Key Technology R&D Program of China（No. 2014BAD15B01），Natural Science Foundation of Fujian Province，China（No. 2011J01087）

? 通訊作者 Corresponding author，E-mail：fafum@126.com

李涵詩（1990—），女，福建連江人，碩士研究生，從事土壤碳循環(huán)研究。E-mail:lhs0922@126.com

2016-10-15；收到修改稿：2017-04-09；優(yōu)先數(shù)字出版日期（www.cnki.net）：2017-04-18