谷思玉，蔡越桐，張會(huì)慧，郭興軍，張澤慧，吳 帥

（東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150030）

生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)（Ecological stoichiometry）是綜合生物學(xué)、化學(xué)和物理學(xué)等學(xué)科基本原理，研究生物系統(tǒng)能量平衡和多重化學(xué)元素（主要是C、N、P）平衡的學(xué)科[1]。C、N、P作為植物基本化學(xué)元素，在植物生長(zhǎng)和生理代謝中發(fā)揮作用[2]。C是反映土壤質(zhì)量重要指標(biāo)，N和P對(duì)生物生長(zhǎng)、發(fā)育和行為起重要作用。

生態(tài)化學(xué)計(jì)量研究大部分集中在生態(tài)系統(tǒng)類(lèi)型[3-4]、演替階段對(duì)植物化學(xué)計(jì)量特征影響[5-6]、物種間和物種內(nèi)不同器官之間計(jì)量特征關(guān)聯(lián)[7-8]等。針對(duì)土壤團(tuán)聚體生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征研究較少。土壤團(tuán)聚體是土壤結(jié)構(gòu)重要物質(zhì)基礎(chǔ)和肥力重要載體，其組成和穩(wěn)定性直接影響土壤理化性質(zhì)[9]，不同粒級(jí)團(tuán)聚體在養(yǎng)分保持、供應(yīng)及轉(zhuǎn)化能力等方面發(fā)揮不同作用[10]。夏建強(qiáng)等研究表明土壤中C、N和P以不同形態(tài)存在于不同土壤組分中[11]。不同組分中C、N和P穩(wěn)定性不同，在土壤肥力演變中變化趨勢(shì)不同。因此，了解土壤團(tuán)聚體C、N、P生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征，對(duì)掌握土壤全效養(yǎng)分供應(yīng)和保持能力具有重要指示作用。

濕地是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要組成部分和碳儲(chǔ)庫(kù)。雖然濕地面積占陸地面積6%，但卻儲(chǔ)存全球近1/3土壤碳[12]。近年來(lái)由于氣候變暖及人為干擾活動(dòng)（排水造林、放牧和開(kāi)墾農(nóng)田等），濕地成為受人類(lèi)活動(dòng)威脅最嚴(yán)重生態(tài)系統(tǒng)之一[13]。不同土地利用方式是人類(lèi)干預(yù)土壤肥力最重要、最直接活動(dòng)，通過(guò)改變土地利用方式，土壤營(yíng)養(yǎng)循環(huán)強(qiáng)度、總量及路徑、土壤供應(yīng)作物營(yíng)養(yǎng)水平、土壤肥力狀況發(fā)生變化[14]。本文在黑龍江省三江平原濕地保護(hù)區(qū)內(nèi)選擇典型濕地及濕地不同利用類(lèi)型（水田、旱田及人工林地）為研究對(duì)象，研究不同利用類(lèi)型對(duì)濕地土壤水穩(wěn)定性團(tuán)聚體及團(tuán)聚體中碳氮磷含量、儲(chǔ)量及化學(xué)計(jì)量特征影響，分析人為干擾濕地后土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性及其養(yǎng)分循環(huán)變化，為濕地保護(hù)提供理論論據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況及樣品采集

試驗(yàn)地為黑龍江省三江濕地-洪河保護(hù)區(qū)（47°45′39″N，133°37′04″E），地屬溫帶濕潤(rùn)半濕潤(rùn)季風(fēng)氣候，海拔55～65 m，年平均降雨量550～600 mm，主要集中在夏秋季，年平均氣溫1.9℃，無(wú)霜期約125 d[15]，濕地采樣區(qū)位于洪河濕地保護(hù)區(qū)核心區(qū)域，優(yōu)勢(shì)植物有小葉樟（Deyeuxia angusti?folia）和漂筏苔草（Carexpseudocuraica），伴有狹葉甜茅（Glyceriaspiculosa）、毛果苔草（Carexlasiocarpa）、塊根老鸛草（Geranium transversale(Kar.&Kir.)Vved.ex Pavlov）、蘆葦（Phragmites communis Trin.）、毛水蘇（Stachys baicalensis Fisch.ex Benth.）和小白花地榆（Sanguisorba tenuifolia var.alba）等。分別在典型沼澤化濕地和草甸化濕地各設(shè)2個(gè)100 m×100 m樣方，樣區(qū)隨機(jī)設(shè)置，間隔100 m以上，樣方內(nèi)按“S型”各取5個(gè)點(diǎn)混合，采樣深度0～20 cm，沼澤化濕地排除水平下0～20 cm取樣。為保證土壤團(tuán)聚體在采集和運(yùn)輸中不被破壞，采樣時(shí)盡量保證土壤原狀，取樣后放入保鮮盒中帶回實(shí)驗(yàn)室。濕地不同利用類(lèi)型樣地均在濕地核心區(qū)域邊緣，其中水田和旱田開(kāi)墾年限在50年以上，旱田主要作物為玉米和大豆，人工林種植樹(shù)種為白樺，樹(shù)齡在30年以上，每個(gè)不同利用類(lèi)型隨機(jī)設(shè)置4個(gè)采樣區(qū)，采樣區(qū)和采樣點(diǎn)設(shè)置及采樣方法與濕地相同。

1.2 測(cè)定方法

土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)測(cè)定：土壤含水量用烘箱法測(cè)定；土壤全氮用凱氏定氮法；土壤全磷用H2SO4-HClO3消煮，鉬銻抗比色法；土壤速效磷用0.5 mol·L-1NaHCO3浸提，鉬銻抗比色法；土壤速效鉀用1 mol·L-1NH4AC浸提，火焰光度法[16]。

土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體及團(tuán)聚體化學(xué)計(jì)量特征值測(cè)定：按Six等[17]和Puget等[18]濕篩法并加以改進(jìn)，具體方法如下：稱取200 g風(fēng)干土放入孔徑2 mm篩子中，緩慢加蒸餾水濕潤(rùn)后，浸入盛有一定量蒸餾水水盆中，以50次·min-1上下振蕩5 min，留存篩子上即＞2 mm團(tuán)聚體，用蒸餾水轉(zhuǎn)移到小燒杯中；將盆中土壤溶液全部倒入孔徑1 mm篩子中，獲得1～2 mm團(tuán)聚體，然后依次按此方法獲得0.251 mm和0.053～0.25 mm團(tuán)聚體，＜0.053 mm團(tuán)聚體轉(zhuǎn)移到3 L大燒杯中，自然沉降24 h后用注射器小心取上清，將不同粒級(jí)團(tuán)聚體分別50℃烘干、稱重。每個(gè)處理土壤5次重復(fù)。

烘干后不同粒級(jí)團(tuán)聚體研磨過(guò)0.25 mm篩，用于總有機(jī)碳（SOC）、全氮（TN）和全磷（TP）含量測(cè)定，土壤SOC測(cè)定采用K2Cr2O7-H2SO4——外加熱法，TN測(cè)定采用半微量凱氏法，TP測(cè)定采用HClO4-H2SO4消煮——鉬銻抗比色法，并分別計(jì)算不同處理土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體中TC/TN、TC/TP和TN/TP[19]。

1.3 數(shù)據(jù)分析

以Excel 2007和DPS 9.50軟件對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，數(shù)據(jù)為5次重復(fù)平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（SE），單因素方差（One～way ANOVA）和最小顯著差異法（LSD）比較不同數(shù)據(jù)組間差異。

2 結(jié)果與分析

2.1 三江濕地不同利用方式土壤基本理化性質(zhì)

由表1可知，不同利用方式下土壤含水率顯著降低，土壤容重則顯著增加，但3種利用方式間土壤容重差異不顯著。濕地土壤pH表現(xiàn)為酸性，其中水田土壤pH較濕地稍有降低，而旱田和人工林土壤則明顯增加。不同利用方式顯著改變濕地土壤養(yǎng)分含量，3種利用方式土壤全氮、全磷、堿解氮和速效鉀含量均顯著降低，其中水田土壤全氮、全磷和堿解氮含量降低幅度顯著低于旱田和人工林，而旱田和人工林2種利用方式下土壤全氮、全磷和堿解氮含量均無(wú)顯著差異，速效鉀變化趨勢(shì)則表現(xiàn)為濕地＞旱田＞水田＞人工林。水田利用方式下土壤速效磷含量較濕地顯著增加，但旱田和人工林2種利用方式下土壤速效磷含量則均顯著降低。由圖1可知，濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體組成發(fā)生顯著變化，表現(xiàn)為粉-粘團(tuán)聚體（＜0.053 mm）比例最大，微團(tuán)聚體（0.053～0.250 mm）次之，大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）最小。與濕地土壤相比，水田土壤1～2 mm團(tuán)聚體相對(duì)大幅度降低，其中0.053～0.25 mm和＜0.053 mm團(tuán)聚體較濕地顯著增加，比例也顯著高于旱田和人工林，分別增加143.89%和112.63%；旱田土壤＜0.053 mm團(tuán)聚體較濕地土壤增加85.43%，＞2 mm和1～2 mm團(tuán)聚體相對(duì)濕地降低，其他粒級(jí)團(tuán)聚體比例變化較?。蝗斯ち滞寥栏髁＜?jí)團(tuán)聚體比例與濕地相比變化不明顯。不同利用方式對(duì)濕地土壤平均重量直徑MWD影響不同，其中水田和旱田土壤MWD有所降低，水田土壤MWD較濕地土壤降低74.94%，人工林土壤MWD則較濕地稍有增加。

2.2 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體有機(jī)碳分布

結(jié)果見(jiàn)圖2。

表1 三江濕地不同利用方式下土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties in soil under different land uses in wetland of Sanjiang plain

圖1 三江濕地不同利用方式下土壤團(tuán)聚體組成Fig.1 Composition of soil aggregates under different land uses in wetland of Sanjiang plain

圖2 三江濕地不同利用方式下土壤團(tuán)聚體中有機(jī)碳影響Fig.2 Effects of organic carbon in soil aggregates under different land uses in wetland of Sanjiang plain

由圖2可知，3種利用方式有機(jī)碳含量相對(duì)于濕地均有顯著變化，表現(xiàn)為濕地＞水田＞旱田＞人工林，但不同利用方式有機(jī)碳含量＜0.053 mm粒徑下土壤有機(jī)碳含量相差不大。其中水田土壤、人工林土壤與濕地變化趨勢(shì)一致，即隨粒級(jí)減小有機(jī)碳含量明顯降低，除水田土壤＞2 mm團(tuán)聚體以外。三江濕地不同利用方式有機(jī)碳貯量變化趨勢(shì)與有機(jī)碳含量變化趨勢(shì)相反，即隨粒徑遞減有機(jī)碳貯量逐漸升高，在大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）下濕地土壤有機(jī)碳貯量顯著大于其他方式，其中水田土壤有機(jī)碳貯量最低，微團(tuán)聚體（＜0.25 mm）下水田有機(jī)碳貯量最高且顯著大于濕地。

2.3 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體全磷和全氮分布

根據(jù)三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體全磷與全氮含量變化（見(jiàn)圖3～4）。

圖4 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體全氮影響Fig.4 Effects of total nitrogen in soil aggregates under different land uses in wetland of Sanjiang plain

由圖3～4可知，全磷和全氮含量變化趨勢(shì)與有機(jī)碳相同，為濕地＞水田＞旱田＞人工林，在＜0.053 mm粒級(jí)下變化趨勢(shì)與有機(jī)碳相同，且相差值不大。旱田土壤、人工林土壤大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）中全磷和全氮含量為人工林高于旱田，微團(tuán)聚體（＜0.25 mm）表現(xiàn)為旱田高于人工林，但隨粒級(jí)變小旱田與人工林全磷、全氮含量值均相差不大。三江濕地不同利用方式全磷貯量和全氮貯量變化與有機(jī)碳貯量變化一致，在大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）下濕地土壤全磷、全氮貯量顯著大于其他方式，其中水田土壤全磷、全氮貯量最低，微團(tuán)聚體（＜0.25 mm）下水田全磷、全氮貯量最高且顯著大于濕地。

2.4 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體化學(xué)計(jì)量特征

土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體有機(jī)碳、全氮、全磷化學(xué)計(jì)量特征見(jiàn)圖5。

圖5 土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體有機(jī)碳、全氮、全磷化學(xué)計(jì)量特征Fig.5 Stoichiometric characteristics of organic carbon,total nitrogen,total phosphorus in soil water-stable aggregates

由圖5可知，濕地土壤C/N隨粒級(jí)減小大體呈下降趨勢(shì)，水田和旱田土壤C/N變化呈上升趨勢(shì)，人工林C/N為17.45～20.90，各粒級(jí)間差異不顯著。水田各粒級(jí)中C/N大于濕地土壤且兩者差異不顯著，旱田、人工林土壤在各粒級(jí)C/N顯著低于濕地土壤，且在微團(tuán)聚體（＜0.25 mm）中兩者差異不顯著。

濕地土壤、人工林土壤C/P變化趨勢(shì)相同，隨粒級(jí)減小呈下降趨勢(shì)；水田土壤、旱田土壤C/P呈上升趨勢(shì)。在各粒級(jí)中水田C/P大于濕地土壤，兩者差異不顯著，旱田與人工林土壤各粒級(jí)C/P顯著小于濕地土壤，微團(tuán)聚體（＜0.053 mm）除外。

由圖5可知，不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體N/P無(wú)明顯變化。濕地土壤大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）N/P大于其他利用方式，差異不顯著；在0.25～1 mm團(tuán)聚體N/P濕地土壤顯著大于其他3種土壤；濕地土壤N/P在微團(tuán)聚體（＜0.25 mm）上小于其他利用方式，尤其在＜0.053 mm團(tuán)聚體上表現(xiàn)明顯，濕地土壤顯著小于其他利用方式。

3 討 論

3.1 三江濕地不同利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體組成影響

本研究中所有利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體比例均表現(xiàn)為粉-粘團(tuán)聚體（＜0.053 mm）比例最大，微團(tuán)聚體（0.053～0.250 mm）次之，大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）最小。竇森等研究團(tuán)聚體發(fā)現(xiàn)濕篩法處理會(huì)破壞其內(nèi)物理黏結(jié)作用，導(dǎo)致土壤中＜0.053 mm粉粒和黏粒經(jīng)過(guò)膠結(jié)作用進(jìn)入團(tuán)聚體，獲得細(xì)小土壤顆粒[20]。平均重量直徑作為土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性重要指標(biāo)，與團(tuán)聚體穩(wěn)定性呈正相關(guān)關(guān)系[21-22]。MWD值越大，穩(wěn)定性越好，粒級(jí)＞0.25 mm水穩(wěn)性大團(tuán)聚體含量越高。水田土壤MWD有所降低，0.053～0.25 mm和＜0.053 mm團(tuán)聚體較濕地顯著增加，因?yàn)樗镩L(zhǎng)期處于積水條件下，經(jīng)過(guò)濕篩大團(tuán)聚體中非穩(wěn)定性團(tuán)聚體破碎成小團(tuán)聚體土壤團(tuán)聚體。

3.2 三江濕地不同利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳影響

不同圍墾方式有機(jī)碳含量在大團(tuán)聚體上明顯大于小團(tuán)聚體。Jastrow等利用13C示蹤法證實(shí)大團(tuán)聚體比微團(tuán)聚體含更多有機(jī)碳[23]。濕地開(kāi)墾為水田、旱田和人工林后，3種利用方式團(tuán)聚體有機(jī)碳較濕地顯著變化，表現(xiàn)為濕地＞水田＞旱田＞人工林，且差距多表現(xiàn)在大團(tuán)聚體中。由于大團(tuán)聚體由微團(tuán)聚體和有機(jī)質(zhì)膠結(jié)而成[24]，故土壤大團(tuán)聚體富含新鮮有機(jī)質(zhì)且比微團(tuán)聚體具有更快周轉(zhuǎn)時(shí)間[25]。濕地土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量高是因長(zhǎng)期淹水，穩(wěn)定水能條件可固定更多有機(jī)碳[26]，厭氧環(huán)境微生物活動(dòng)弱，有機(jī)碳礦化量少，積累有機(jī)碳含量多[27]。宮超等研究發(fā)現(xiàn)濕地墾殖為水田后土壤基礎(chǔ)呼吸顯著下降，僅為開(kāi)墾前46.24%，有機(jī)質(zhì)周轉(zhuǎn)強(qiáng)度較低，水田土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量?jī)H次于濕地土壤；旱田土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳含量較低，旱田通常也經(jīng)歷較多干-濕交替現(xiàn)象，加速有機(jī)質(zhì)礦化過(guò)程；不受人為干擾人工林土壤有機(jī)質(zhì)氧化度較低，由于不受機(jī)械擾動(dòng)，林地枯枝落葉與土壤結(jié)合程度較低，呼吸作用減緩，有機(jī)碳含量最低[28]。

3.3 三江濕地不同利用方式對(duì)土壤團(tuán)聚體全氮和全磷及其貯量影響

土壤氮素含量決定有機(jī)碳含量，土壤碳保持在很大程度上決定于土壤氮素水平[29]，土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體全氮含量變化與有機(jī)碳變化一致。閆金龍研究表明，有機(jī)質(zhì)有較強(qiáng)吸附能力，全磷含量變化趨勢(shì)與有機(jī)碳含量變化一致[30]。土壤各粒級(jí)團(tuán)聚體有機(jī)碳貯量是不同粒級(jí)團(tuán)聚體有機(jī)碳含量與一定質(zhì)量土壤中相應(yīng)粒級(jí)團(tuán)聚體質(zhì)量乘積，反映土壤碳庫(kù)在不同粒級(jí)團(tuán)聚體中真實(shí)貯量[31]。微團(tuán)聚體有機(jī)碳儲(chǔ)量大于大團(tuán)聚體，由于微團(tuán)聚體比例較大，碳損失較小。微團(tuán)聚體下水田有機(jī)碳貯量大于濕地，主要因水田生態(tài)系統(tǒng)特殊水熱條件限制分解活動(dòng)，有機(jī)碳大量積累[32]。

3.3 三江濕地不同利用方式土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體化學(xué)計(jì)量特征影響

土壤團(tuán)聚體C/N、C/P反映有機(jī)質(zhì)腐殖化程度及其對(duì)土壤養(yǎng)分貢獻(xiàn)能力，水田在各粒徑下C/N和C/P比值高于濕地，說(shuō)明水田由于水熱條件影響限制分解活動(dòng)，有機(jī)碳大量積累，C/N、C/P越高表明有機(jī)質(zhì)腐殖化程度越低，全氮、全磷含量增加緩慢[33]。土壤N/P可作為植物群落養(yǎng)分限制指示性指標(biāo)，濕地土壤在大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）N/P值高于其他利用方式，相對(duì)較低土壤N/P說(shuō)明氮素對(duì)植物群落制約作用[34]。濕地土壤和人工林土壤大團(tuán)聚體（＞0.25 mm）C/N、C/P高于微團(tuán)聚體（＜0.25 mm），由于土壤團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)是土壤微生物生存來(lái)源[35]，較大粒徑土壤團(tuán)聚體有機(jī)質(zhì)含量高于微團(tuán)聚體，C/N高于微團(tuán)聚體[36]。水田和旱田土壤C/N、C/P隨粒徑降低呈上升趨勢(shì)，由于水田和旱田粒徑隨減小氮素?fù)p失量相對(duì)較高，土壤C/N升高，濕地墾殖為后土壤質(zhì)量下降[37]。

4 結(jié) 論

a.隨土壤粒徑減小，3種利用方式有機(jī)碳、全磷、全氮含量及C/N、C/P降低，且表現(xiàn)為大團(tuán)聚體大于微團(tuán)聚體，N/P變化不顯著。

b.相同土壤粒徑下，旱田和人工林土壤與濕地土壤相比，有機(jī)碳、全磷、全氮含量及C/P、N/P較低。

c.旱田和人工林土壤退化嚴(yán)重，1～2 mm粒徑下碳氮損失量較大，化學(xué)計(jì)量不平衡。

[參考文獻(xiàn)]

[1] 王紹強(qiáng),于貴瑞.生態(tài)系統(tǒng)碳氮磷元素的生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2008,28(8):3938-3939.

[2] Reich P B,Tjoelker M G,Machado J L,et al.Universal scaling of respiratory metabolism,size and nitrogen in plants[J].Nature,2006,439(7095):457-461.

[3] 吳統(tǒng)貴,陳步峰,肖以華,等.珠江三角洲3種典型森林類(lèi)型喬木葉片生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2010,34(1):58-63.

[4] 楊闊,黃建輝,董丹,等.青藏高原草地植物群落冠層葉片氮磷化學(xué)計(jì)量學(xué)分析[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2010,34(1):17-22.

[5] 林麗,李以康,張法偉,等.高寒矮嵩草群落退化演替系列氮、磷生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2013,33(17):5245-5251.

[6] 馬文濟(jì),趙延濤,張晴晴,等.浙江天童常綠闊葉林不同演替階段地表凋落物的C∶N∶P化學(xué)計(jì)量特征[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2014,38(8):833-842.

[7] 周鵬,耿燕,馬文紅,等.溫帶草地主要優(yōu)勢(shì)植物不同器官間功能性狀的關(guān)聯(lián)[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2010,34(1):7-16.

[8] 徐冰,程雨曦,甘慧潔,等.內(nèi)蒙古錫林河流域典型草原植物葉片與細(xì)根性狀在種間及種內(nèi)水平上的關(guān)聯(lián)[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2010,34(1):29-38.

[9] 江春玉,劉萍,劉明,等.不同肥力紅壤水稻土根際團(tuán)聚體組成和碳氮分布動(dòng)態(tài)[J].土壤學(xué)報(bào),2017,54(1):138-139.

[10] Paul B K,Vanlauwe B,Ayuke F,et al.Medium-term impact of tillage and residue management on soil aggregate stability,soil carbon and crop productivity[J].Agriculture Ecosystems and Envi?ronment,2013,164(1):14-22.

[11] 夏建強(qiáng),章明奎,徐建民.林地開(kāi)墾后對(duì)不同質(zhì)地紅壤碳氮和磷庫(kù)的影響[J].土壤通報(bào),2005,36(2):185-189.

[12] Kayranl B,Scholz M,Mustafa A,et al.Carbon storage and fluxes within freshwater wetlands:A critical review[J].Wetlands,2010,30(1):111-124.

[13] Lemly A D,Kingsford R T,Thompson J R.Irrigated agriculture and wildlife conservation:Conflict on a global scale[J].Environ?ment Management,2000,25(5):485-512.

[14] 秦明周.紅壤丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)土地利用對(duì)土壤肥力的影響及評(píng)價(jià)[J].山地學(xué)報(bào),1999,17(1):71-75.

[15] Sui X,Zhang R T,Yang L B,et al.Effects of long-term elevated CO2fumigation on microbial communities in a wetland soil[J].JournalofResidualsScienceandTechnology,2015,12(9):93-96.

[16] 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社,1999.

[17] Six J,Elliot E T,Paustian K,et al.Aggregation and soil organic matter accumulation in cultivated and native grassland soils[J].Soil Science Society of Atmerican Journal,2010,62(5):1367-1377.

[18] Puget P,Chenu C,Balesden J.Dynamics of soil organic matter as?sociated with particle-size fractions of water-stable aggregates[J].European Journal of Soil Science,2000,51(4):595-605.

[19] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,2007.

[20] 竇森,郝翔翔.黑土團(tuán)聚體與顆粒中碳、氮含量及腐殖質(zhì)組成的比較[J].中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué),2013,46(5):970-977.

[21] Li Z X,Cai C F,Shi Z H,et al.Aggregate stability and its relation?ship with some chemical properties of red soils in subtropical China[J].Pedosphere,2005,15(1):129-136.

[22] Pirmoradian N,Sepaskhah A R,Hajabbasi M A.Application of fractal theory to quantify soil aggregate stability as influenced by tillage treatments[J].Biosystems Engineering,2005,90(2):227-234.

[23] Jastrow J D,Boutton T W,Miller R M.Carbon dynamics of aggre?gate-associated organic matter estimated by carbon-13 natural abundance[J].Soil Science Society of America Journal,1996,60(3):801-807.

[24] Elliott E T.Aggregate structure and carbon,nitrogen,and phos?phorus in native and cultivated soils[J].Soil Science Society of America Journal,1986,50(3):627-633.

[25] Puget P,Chenu C,Balesdent J.Dynamics of soil organic matter associated with particle-size fractions of water-stable aggregates[J].European Journal of Soil Science,2000,51(4):595-605.

[26] Yang J,Gao J,Liu B,Zhang W.Sediment deposits and organic carbon sequestration along mangrove coasts of the Leizhou Penin?sula,southern China[J].Estuarine,Coastal and Shelf Science,2014,136(1):3-10.

[27] 劉金苓,鐘玉鳴,謝志儒,等.厭氧氨氧化微生物在有機(jī)碳源條件下的代謝特性[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2009,29(10):2041-2047.

[28] 宮超,宋長(zhǎng)春,譚穩(wěn)穩(wěn),等.三江平原沼澤濕地墾殖對(duì)土壤微生物學(xué)性質(zhì)影響研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2015,24(6):972-977.

[29] 劉景雙,楊繼松,于君寶,等.三江平原沼澤濕地土壤有機(jī)碳的垂直分布特征研究[J].水土保持學(xué)報(bào),2003,17(3):6-9.

[30] 閆金龍.鐵氧化物-有機(jī)質(zhì)復(fù)合物對(duì)磷的吸附與形態(tài)調(diào)控效應(yīng)研究[D].重慶:西南大學(xué),2016.

[31] 劉毅,李世清,邵明安,等.黃土高原不同土壤結(jié)構(gòu)體有機(jī)碳庫(kù)的分布[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2005,17(6):1003-1008.

[32] Iii F S C,Matson P A,Mooney H A.Principles of Terrestrial Eco?system Ecology[M].New York:Springer,2011.

[33] Zhang Z S,Song X L,Lu X G,et al.Ecological stoichiometry of carbon,nitrogen,and phosphorus in estuarine wetland soils:influ?ences of vegetation coverage,plant communities,geomorphology,and seawalls[J].Journal of Soils and Sediments,2013,13(6):1042-1051.

[34] Cleveland C C,Liptzin D.C:N:P stoichiometry in soil:Is there a"Redfield ratio"for the microbial biomass?[J].Biogeo chemistry,2007,85(3):235-252.

[35] 徐云蕾,盧凌霄,曾馥平,等.喀斯特峰叢洼地不同森林土壤微生物量碳在團(tuán)聚體中的分布[J].農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究,2012,33(5):636-640.

[36] 謝搖濤,王明慧,鄭阿寶.蘇北沿海不同林齡楊樹(shù)林土壤活性有機(jī)碳特征[J].生態(tài)學(xué)雜志,2012,31(1):51-58.

[37] 劉萬(wàn)德,蘇建榮,李帥鋒,等.云南普洱季風(fēng)常綠闊葉林演替系列植物和土壤C、N、P化學(xué)計(jì)量特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2010,30(23):6581-6590.