徐聰,王策,李明月,李金鹿,王千,何玲,陳亞恒

(1 河北農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院， 河北 保定 071000；2 河北省自然資源利用規(guī)劃院，河北 石家莊 050000；3 河北農(nóng)業(yè)大學(xué) 國(guó)土資源學(xué)院，河北 保定 071000)

土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最基本的載體，提供植株生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)元素，其中碳(C)、氮(N)、磷(P)屬于土壤養(yǎng)分的核心，在土壤中的豐缺程度會(huì)對(duì)整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的動(dòng)態(tài)變化產(chǎn)生影響。生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)作為近年來(lái)在生態(tài)學(xué)研究領(lǐng)域新興的一種思路，主要關(guān)注于微生物、植株體和土壤中的C、N、P，是生態(tài)學(xué)與土壤化學(xué)研究領(lǐng)域的新方向[1-2]。研究土壤C、N、P，一方面通過掌握土壤中C、N、P平衡狀態(tài)，來(lái)指示土壤養(yǎng)分的供應(yīng)和限制情況[3]，另一方面又能對(duì)影響生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部的機(jī)理進(jìn)行反饋，以探究土壤中碳的消耗與固定過程[4]，同時(shí)反映了自然過程和人為干擾對(duì)土壤生源要素的影響程度，對(duì)認(rèn)識(shí)生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力及其對(duì)氣候變化的響應(yīng)具有重要的生態(tài)指示作用[5]。自Reiners將化學(xué)計(jì)量學(xué)理論應(yīng)用到生態(tài)學(xué)領(lǐng)域的研究[6]以來(lái)，Elser明確了生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)的概論[1]；Zhang等最先在國(guó)內(nèi)對(duì)其相關(guān)研究進(jìn)行了介紹[7]，隨后曾德慧、賀金生、王紹強(qiáng)、程瑞梅等學(xué)者分別從不同角度對(duì)生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)的研究進(jìn)展進(jìn)行了綜合論述[2，8-10]。經(jīng)過近十年的發(fā)展，我國(guó)在生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)領(lǐng)域取得了豐碩的研究成果。然而，國(guó)內(nèi)外學(xué)者針對(duì)土壤生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)的研究較多關(guān)注于森林[5,11]、濕地[4,12]、草地[13-14]等單一的生態(tài)系統(tǒng)，而對(duì)同一區(qū)域的多種土地利用方式下土壤生態(tài)化學(xué)計(jì)量的研究還稍顯不足[15,17,25]；且我國(guó)生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)的研究具有較強(qiáng)地域特性[16]，關(guān)注西北干旱半干旱區(qū)、東南沿海區(qū)的研究較多，針對(duì)華北區(qū)域的生態(tài)化學(xué)計(jì)量研究較少。

土地利用方式是土地在人為主觀影響下的特征表現(xiàn)，不同的利用方式勢(shì)必對(duì)土壤中動(dòng)植物及微生物的生理特性產(chǎn)生各種影響，既改變了土壤的內(nèi)在屬性，也影響其與外界因素的聯(lián)系，造成土壤C、N、P的含量差異，所以土地利用方式對(duì)土壤C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的分布和分異具有重要影響[15，18]。當(dāng)前，雄安新區(qū)堅(jiān)持生態(tài)優(yōu)先、綠色發(fā)展的新理念，要求構(gòu)建藍(lán)綠交織、和諧自然的國(guó)土空間格局，其中安新縣坐擁華北平原最大的淡水湖泊——白洋淀，肩負(fù)著重要的“生態(tài)任務(wù)”；由此開展的千年秀林、退耕還淀等系列的生態(tài)修復(fù)工作直接影響了土地利用方式的轉(zhuǎn)變。基于此，對(duì)安新縣區(qū)域內(nèi)主要的5種土地利用類型(裸地、水田、水澆地、林地和蘆葦?shù)? 0～100 cm土壤有機(jī)碳(SOC)、全氮(TN)和全磷(TP)含量和儲(chǔ)量進(jìn)行研究，探明不同土地利用方式土壤生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征，揭示土地利用方式對(duì)土壤 C、N、P 含量及其生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的影響，以期為雄安新區(qū)的生態(tài)建設(shè)和修復(fù)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，為區(qū)域土地的合理規(guī)劃和利用提供理論依據(jù)，更好的促進(jìn)新區(qū)的建設(shè)和區(qū)域生態(tài)安全。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

安新縣地處河北省中部，保定地區(qū)東端，地理坐標(biāo)介于北緯38°10′～40°00′，東經(jīng)113°40′～116°20′ 之間。屬于海河流域沖積平原，自西北向東南有緩緩傾斜，地形自然坡度為1/700 0，西南北有沖積洼地平原，東有華北平原最大的淡水湖泊——白洋淀。氣候類型為暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，夏季高溫多雨，冬季寒冷干燥。年均溫為12.10 ℃，多年平均降水量為524.90 mm，多年平均日照時(shí)數(shù)2 604.30 h，多年平均太陽(yáng)輻射量為128.82 kCal/cm2，無(wú)霜期182 d；采樣區(qū)土壤母質(zhì)為沖擊母質(zhì)，土壤類型為潮土；旱區(qū)農(nóng)作物主要為小麥、玉米，淀區(qū)主要種植水稻，蘆葦分布廣泛。

1.2 土壤樣品采集

2019年3上旬，在安新縣選取具有代表性的5種土地利用方式，分別為裸地、水田、水澆地、林地和蘆葦?shù)?，每種利用方式選取3個(gè)10 m×10 m的典型地塊，具體樣地概況見表1。每個(gè)典型樣地設(shè)置3個(gè)采樣點(diǎn)并挖掘土壤剖面，其中裸地、水田、水澆地和林地按 0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm、80～100 cm，分為5層，蘆葦?shù)赜捎?0 cm 以下出水，故按0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm分為3層。每層取3個(gè)環(huán)刀土用于土壤容重測(cè)定，另外進(jìn)行土樣采集，將相同層次多點(diǎn)取樣土壤充分混合，除去植物根系、動(dòng)植物殘?bào)w及大的石塊，采用四分法分保留土樣1 kg左右裝入樣品袋并進(jìn)行編號(hào)，低溫保鮮運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，將土樣風(fēng)干處理后進(jìn)行研磨、過篩和測(cè)定。

表1 樣地基本概況Table 1 Basic sample plots

1.3 土壤樣品測(cè)定

土壤pH采用電位法測(cè)定，水土比為2.5∶1；土壤含水量采用烘干法；有機(jī)碳采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法進(jìn)行測(cè)定；土壤全氮采用半微量開氏法進(jìn)行測(cè)定；土壤全磷采用NaOH熔融—鉬銻抗比色法進(jìn)行測(cè)定；堿解氮采用堿解擴(kuò)散法進(jìn)行測(cè)定；有效磷采用0.5 mol/L NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法進(jìn)行測(cè)定。具體測(cè)定步奏參照鮑士旦《土壤農(nóng)化分析》[19]。

1.4 數(shù)據(jù)計(jì)算與處理

土壤有機(jī)碳(全氮、全磷)密度計(jì)算公式為[20]：

(1)

式中：SOCD為研究區(qū)內(nèi)各樣地在0～100 cm 的土壤有機(jī)碳(全氮、全磷)儲(chǔ)量(kg/m2)；i為土層深度；ci為第i層土壤有機(jī)碳(全氮、全磷)含量(g/kg)；ρb為第i層土壤容重(g/cm3)；di為第i層土層厚度。

化驗(yàn)指標(biāo)數(shù)據(jù)整理后，利用SPSS18.0 軟件進(jìn)行方差分析和典型相關(guān)分析，方差分析前對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)和同質(zhì)性檢驗(yàn)，利用Levene’s test檢驗(yàn)方差齊性與否。方差齊性時(shí)使用LSD法進(jìn)行多重比較(α=0.05)，方差不齊時(shí)使用T2 Tamhane test 進(jìn)行多重比較。利用 Origin 2018 軟件完成繪圖，R軟件完成數(shù)據(jù)可視化。文中土壤 C、N、P化學(xué)計(jì)量比均為質(zhì)量比。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式表層土壤理化性質(zhì)

不同土地利用方式表層土壤理化性質(zhì)見表2。

表2 各樣地表層土壤理化性質(zhì)Table 2 Physical and chemical properties of various plots surface soils

從表2可得，不同利用方式表層土壤的理化性質(zhì)間存在一定的差異，土壤速效磷表現(xiàn)為水澆地和水田顯著大于其他3種利用方式；土壤堿解氮表現(xiàn)為水澆地和蘆葦?shù)仫@著大于其他3種利用方式；pH表現(xiàn)為蘆葦?shù)刈钚。渌?種利用方式間無(wú)顯著差異；土壤容重表現(xiàn)為裸地顯著大于其他4種利用方式；土壤含水量表現(xiàn)蘆葦?shù)?水田>林地>水澆地>裸地；土壤孔隙度表現(xiàn)為裸地最小，其他4種利用方式間無(wú)顯著差異。

2.2 不同土地利用方式土壤C、N、P垂直分布特征

不同土地利用方式土壤C、N、P分布特征見圖1。

注：不同小寫字母表示同一土層間不同土地利用方式間的顯著性差異(P<0.05)，下同。圖1 不同土地利用方式下土壤C、N、P 含量特征Figure 1 Characteristics of soil C, N and P content under different land use methods

由圖1(a)可得，土壤SOC含量均值表現(xiàn)為蘆葦?shù)?11.19 g/kg)>林地(10.07 g/kg)>水澆地(8.09 g/kg)>水田(8.00 g/kg)>裸地(1.84 g/kg)，在垂直方向上隨土層深度增加而逐漸下降；0 ～20 cm 土層，土壤SOC含量表現(xiàn)為蘆葦?shù)?林地>水田>水澆地>裸地，林地、水田和水澆地土壤SOC含量差異不顯著；在20～60 cm土層，蘆葦?shù)亍⒘值?、水田和水澆地土壤SOC含量差異不顯著，均顯著大于裸地土壤；60～100 cm土層，土壤SOC含量表現(xiàn)為林地顯著大于水澆地和水田，水澆地和水田土壤SOC含量顯著大于裸地。

由圖1(b)可得，土壤TN均值表現(xiàn)為蘆葦?shù)?1.40 g/kg)>林地(1.11 g/kg)>水澆地(1.02 g/kg)>水田(1.01 g/kg)>裸地(0.30 g/kg)，土壤TN含量在0～100 cm 范圍內(nèi)的變化態(tài)勢(shì)與SOC的變化基本保持同步；不同利用方式土壤TN含量的差異集中在0～60 cm土層，均表現(xiàn)為蘆葦?shù)豑N含量最大；60～100 cm 土層，林地、水澆地和水田土壤TN含量差異不顯著，均顯著大于裸地土壤TN含量。

由圖1(c)可得，5種土地利用方式土壤TP均值表現(xiàn)為水田(0.69 g/kg)>水澆地(0.68 g/kg)>蘆葦?shù)?0.66 g/kg)>林地(0.63 g/kg)>裸地(0.62 g/kg)，裸地、林地和蘆葦?shù)赝寥繲P含量隨土層深度無(wú)明顯變化，水澆地和水田0～20 cm土層TP含量顯著大于其他3種利用方式；20 cm土層后，各利用方式土壤TP含量差異不顯著。

2.3 不同土地利用方式土壤C、N、P儲(chǔ)量特征

不同土地利用方式土壤C、N、P儲(chǔ)量見圖2。

圖2 不同土地利用方式下土壤C、N、P儲(chǔ)量Figure 2 Soil C, N and P reserves under different land use modes

由圖2可得，在0～100 cm 土層，土壤C儲(chǔ)量表現(xiàn)為林地(13.06 kg/m2)>水田(11.80 kg/m2)>水澆地(10.30 kg/m2)>裸地(2.03 kg/m2)；土壤N儲(chǔ)量表現(xiàn)為林地(1.48 kg/m2)>水澆地(1.28 kg/m2)>水田(1.19 kg/m2)>裸地(0.34 kg/m2)；土壤P儲(chǔ)量表現(xiàn)為水田(0.92 kg/m2)>水澆地(0.87 kg/m2)>林地(0.84 kg/m2)>裸地(0.85 kg/m2)；蘆葦?shù)卦?～60 cm 土層C、N、P儲(chǔ)量分別為8.32，1.01，0.48 kg/m2。

裸地土壤C、N儲(chǔ)量均小于同層其他利用方式，其他四種利用方式土壤C、N儲(chǔ)量的差異主要集中在0～40 cm 土層，在0～20 cm 土層，土壤C儲(chǔ)量分別為3.36、2.07、3.40和3.53 kg/m2，土壤N儲(chǔ)量分別為0.37、0.26、0.38、和0.41 kg/m2；20～40 cm 土層中，土壤C儲(chǔ)量分別為2.28、1.94、2.48和2.53 kg/m2，土壤N儲(chǔ)量分別為0.21、0.19、0.29和0.30 kg/m2，且C、N儲(chǔ)量均表現(xiàn)為蘆葦?shù)?林地>水田>水澆地；5種利用方式土壤P儲(chǔ)量在同一土層間差異不大。

2.4 不同土地利用方式土壤C、N、P化學(xué)計(jì)量特征

不同土地利用方式土壤C、N、P生態(tài)化學(xué)計(jì)量分布特征見圖3。

由圖3(a)可知，各利用方式土壤C/N隨土層深度變化表現(xiàn)不一致；裸地、水田、水澆地和林地土壤在0～100 cm土層范圍C/N分別處于5.11～7.85、6.79～11.83、6.42～9.99和8.70～9.27，蘆葦?shù)赝寥繡/N在0～60 cm 土層處于6.88～9.19；在0～20 cm 土層，5種土地利用方式土壤C/N差異不顯著(P<0.05)；20～60 cm 土層，土壤C/N均表現(xiàn)為水田最大，裸地最??；在60～100 cm 土層，土壤C/N均表現(xiàn)為林地顯著大于裸地、水田和水澆地。

由圖3(b)可知，5種利用方式土壤C/P均表現(xiàn)隨土層深度增加而下降的趨勢(shì)，其中裸地土壤C/P隨土層深度變化最小，蘆葦?shù)睾土值刈兓^大。裸地、水田、水澆地和林地土壤C/P在0～100 cm土層分別處于1.87～4.50、9.69～13.45、9.98～13.16和13.91～20.87，蘆葦?shù)赝寥繡/P在0～60 cm土層為13.47～21.27；在0～20 cm 土層，蘆葦?shù)睾土值赝寥繡/P顯著大于水田和水澆地土壤，且水田和水澆地土壤C/P顯著大于裸地；在20～60 cm 土層，水田、水澆地、林地和蘆葦?shù)赝寥繡/P差異不顯著，但顯著大于裸地；在60～100 cm 土層，土壤C/P均表現(xiàn)為林地顯著大于水田和水澆地，水田和水澆地土壤C/P顯著大于裸地。

圖3 不同土地利用方式下土壤 C、N、P 生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征Figure 3 Ecological stoichiometric characteristics of soil C, N and P under different land use modes

由圖3(c)可知，裸地、水田、水澆地和林地土壤在0～100 cm土層范圍N/P分別處于0.37～0.57、1.08～1.60、1.30～1.71和1.57～2.26，蘆葦?shù)赝寥涝?～60 cm 土層范圍N/P處于1.96～2.32；在0～20 cm 土層，5種土地利用方式土壤N/P差異表現(xiàn)基本同C/P保持一致；在20～60 cm 土層，土壤N/P均表現(xiàn)為蘆葦?shù)刈畲?，裸地最?。辉?0～100 cm 土層，土壤N/P均表現(xiàn)為林地、水田和水澆地顯著大于裸地。

2.5 土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤C、N、P生態(tài)化學(xué)計(jì)量的影響

研究區(qū)土壤性質(zhì)與土壤SOC、TN和TP及生態(tài)化學(xué)計(jì)量數(shù)進(jìn)行相關(guān)性分析并對(duì)結(jié)果可視化得圖 4。

注：** 在0.01水平上顯著相關(guān)；*在0.05水平上顯著相關(guān)。圖4 土壤C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量與土壤因子相關(guān)性分析Figure 4 Correlation analysis of soil C, N, P ecological stoichiometry and soil factors

由圖4可得：SOC、TN 和 TP3個(gè)指標(biāo)之間互相呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，其中SOC與TN的相關(guān)性最高；SOC與C/P和N/P、TN與N/P和C/P、TP與C/P呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；C/N與SOC、TP和C/P呈顯著正相關(guān)關(guān)系；土壤容重與C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量數(shù)呈極顯著或顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系；土壤pH與SOC呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，與N/P、TN、C/P呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系；土壤含水量和土壤孔隙度與SOC、TN、TP、C/P和N/P呈顯著正相關(guān)關(guān)系和極顯著正相關(guān)關(guān)系；土層深度與土壤C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量數(shù)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，但是不顯著。

對(duì)土壤屬性與土壤C、N、P生態(tài)化學(xué)計(jì)量進(jìn)行典型相關(guān)分析，得到表3。

表3 典型相關(guān)性分析及顯著性檢驗(yàn)Table 3 Typical correlation analysis and significance test

將土壤因子設(shè)為x，其中x1為土層深度、x2為含水量、x3為容重、x4為孔隙度、x5為pH；土壤生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征設(shè)為y，其中y1為SOC、y2為TN、y3為TP、y4為C/N、y5為C/P、y6為N/P。通過典型相關(guān)分析得到5組典型變量，如表3所示，其中只有前兩組相關(guān)關(guān)系達(dá)到顯著水平。通過標(biāo)準(zhǔn)化處理后計(jì)算得到土壤因子綜合指數(shù)U和土壤生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征綜合指數(shù)V的相關(guān)關(guān)系。U1=-0.095x1+0.061x2-0.747x3-0.331x4-0.657x5，V1=-9.863y1+9.671y2+0.022y3-0.211y4+8.520y5-7.409y6；U2=0.564x1-0.198x2-0.687x3-0.432x4-0.885x5；V2=-15.516y1+13.680y2-0.510y3-0.714y4+13.661y5-11.594y6。由各因子的系數(shù)可得：U中起決定作用的土壤因子為容重和pH值，V中起決定性作用的土壤生態(tài)化學(xué)計(jì)量因子為SOC、TN、C/P和N/P，說明土壤SOC、TN、C/P和N/P與土壤因子中的容重和pH值的累積關(guān)系較大。

3 結(jié)論與討論

不同土地利用方式土壤SOC、TN隨土層深度增加保持逐漸降低的趨勢(shì)，均表現(xiàn)為蘆葦?shù)?林地>水澆地>水田>裸地。其原因是下層土壤輸入的C、N主要來(lái)源于表層土壤的翻耕和傳導(dǎo)，在傳導(dǎo)過程中隨土層的加深，植物根系、土壤微生物、植物凋落物等SOC的來(lái)源物質(zhì)逐漸減少，表現(xiàn)為相對(duì)積累量逐漸減少[22]。土壤C、N含量在一定程度上呈顯著的正相關(guān)關(guān)系，土壤碳的主要來(lái)源是地表枯落物的礦化分解，植被的覆蓋一方面可以增加地表枯枝落葉數(shù)量，生物對(duì)枯落物的分解使土壤不斷輸入了有機(jī)質(zhì);另一方面，存在一定程度上能夠減輕土壤風(fēng)蝕過程，增加了風(fēng)沙流的攔截作用，使得更多細(xì)粒物質(zhì)沉降在地面[21]。有研究表明，粘粒含量與土壤SOC含量呈正相關(guān)關(guān)系[15]，因此表現(xiàn)為植被覆蓋較多的蘆葦?shù)睾土值赝寥繱OC和TN含量相對(duì)較高，水田和水澆地次之，裸地土壤含量最低；此外，蘆葦?shù)厮殖渥?，生物活?dòng)強(qiáng)烈導(dǎo)致枯落物分解較強(qiáng)，且白洋淀水體氮含量豐富[23]，因此表現(xiàn)為SOC和TN含量最大。各利用方式土壤TP含量隨土層無(wú)明顯變化規(guī)律，與土壤TP主要受控于土壤母質(zhì)、氣候等因素有關(guān)[4,15]，且與土壤碳、氮元素相比，土壤磷素較為穩(wěn)定，不易發(fā)生遷移[24]。僅在0～20 cm土層，水田和水澆地土壤TP含量顯著大于其他利用方式，原因是在農(nóng)用地的長(zhǎng)期種植過程中，人為施加磷肥促進(jìn)了土壤磷素的積累，這與高君亮在農(nóng)牧交錯(cuò)帶研究的結(jié)果一致[25]。

土壤C/N值的大小能夠?qū)ν寥乐杏袡C(jī)質(zhì)的分解程度和有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤肥力的潛在貢獻(xiàn)做一個(gè)較為準(zhǔn)確的判斷[26]。研究中發(fā)現(xiàn)，不同利用方式土壤C/N值介于5.11～11.82之間，與鄭昊楠[27]等在華北地區(qū)的典型農(nóng)田研究結(jié)果接近，但低于我國(guó)土壤C/N均值(12.30)[28]。研究表明土壤硝化作用與 C/N值呈負(fù)相關(guān)，土壤C/N值越小，土壤中有機(jī)質(zhì)礦化或者分解速度越快[29]，而有機(jī)質(zhì)礦化或者分解速度過快則不利于土壤肥力的維持[10]，表明區(qū)域土壤微生物對(duì)SOC礦化分解速率較快，有效氮供應(yīng)量增加，不利于SOC的積累。利用方式造成了土壤C/N的差異，土壤C/N表現(xiàn)為林地>蘆葦?shù)?水田>水澆地>裸地，與張洋洋的研究結(jié)果接近[30]。其原因?yàn)榱值睾吞J葦?shù)氐目葜β淙~較多，導(dǎo)致SOC含量較高，而蘆葦?shù)卮嬖诘母蓾窠惶娆F(xiàn)象促進(jìn)了土壤有機(jī)質(zhì)的分解，導(dǎo)致土壤氮素增加，使蘆葦?shù)赝寥繲N含量較高；而水田和水澆地由于人為的耕作和收割后的秸稈還田，使農(nóng)田土壤比裸地土壤C/N高。

土壤C/P能夠判斷土壤磷素礦化能力，該值的高低對(duì)植物的生長(zhǎng)發(fā)育有重要的影響[24]。本研究得到不同利用方式土壤C/P值介于1.87～21.26之間，遠(yuǎn)低于我國(guó)陸地土壤C/P均值(52.64)[31]，研究區(qū)土壤P的有效性相對(duì)較高，P的礦化速率也相對(duì)較快，微生物分解有機(jī)質(zhì)過程中受P的限制可能性較小，這與高君亮在烏蘭布和沙漠東北部綠洲區(qū)的研究結(jié)果相似[21]。不同利用方式土壤C/P表現(xiàn)為蘆葦?shù)?林地>水田>水澆地>裸地，其原因是因?yàn)橥寥乐蠵主要來(lái)源于母質(zhì)，而C除了由土壤動(dòng)植物生命活動(dòng)產(chǎn)生外，外源的枯枝落葉等可不斷為土壤輸入C，因此，在人為干擾較少且植被生長(zhǎng)旺盛的蘆葦?shù)睾土值赝寥繱OC含量較高，C/P值相對(duì)較高，而幾乎沒有外源C輸入的裸地土壤，其C/P含量較小。

土壤N/P可以簡(jiǎn)明地反映有機(jī)質(zhì)的可分解性，判定土壤中養(yǎng)分限制狀況，土壤N/P 的變化可能影響植物體內(nèi) N/P的變化，可作為養(yǎng)分限制類型的有效指標(biāo)[10]。本研究得到不同利用方式土壤N/P值介于0.37～2.31之間，低于我國(guó)土壤N/P均值(4.2)[31]，表明研究區(qū)土壤處于氮限制狀態(tài)。不同利用方式土壤N/P表現(xiàn)為蘆葦?shù)?林地>水澆地>水田>裸地，這主要是由各利用方式土壤中的TN含量差異造成的，而TN與SOC呈顯著的正相關(guān)，然而水田土壤可能是由于長(zhǎng)期積水緣故，導(dǎo)致土壤容重變大，土壤孔隙度較低，使土中微生物處于嫌氣環(huán)境進(jìn)而促進(jìn)了氮的反硝化作用，導(dǎo)致TN含量相對(duì)水澆地較低。

土壤C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征受到多方面的影響，是人為擾動(dòng)和生態(tài)系統(tǒng)自我調(diào)節(jié)共同作用的結(jié)果表現(xiàn)。本研究得到土壤C、N、P之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系，與高君亮[21]、吳雨晴[33]的研究結(jié)果一致，其中SOC與TN的相關(guān)性更強(qiáng)，進(jìn)一步說明了土壤有機(jī)質(zhì)的含量對(duì)氮素在土壤中的存貯和轉(zhuǎn)化過程影響較大。土壤理化性狀對(duì)土壤C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量起著一定的調(diào)控作用，秦海龍等在貓兒山地區(qū)研究發(fā)現(xiàn)土壤pH和容重對(duì)土壤C、N、P及化學(xué)計(jì)量比呈顯著負(fù)相關(guān)性[31]，本研究也進(jìn)一步證實(shí)了該結(jié)論，其原因可能是土壤容重的增加不斷壓縮土粒間的間隙，導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)和惡化，使植物根系的生長(zhǎng)發(fā)育和土壤動(dòng)物活動(dòng)受限，從而引起土壤養(yǎng)分的下降；研究區(qū)土壤呈堿性，土壤pH朝著中性發(fā)展，有利于土壤微生物對(duì)有機(jī)物質(zhì)的分解；土壤含水量與土壤C、N、P及化學(xué)計(jì)量呈顯著正相關(guān)，與張光德的研究結(jié)果一致[34]。

綜上所述，不同土地利用方式下土壤C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量數(shù)存在差異。相對(duì)于其他的土地利用類型，林地和蘆葦?shù)豐OC、TN含量較高，有利于穩(wěn)定和增加土壤生產(chǎn)力，提高土壤質(zhì)量，對(duì)于改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量有積極作用。安新縣未來(lái)的發(fā)展需要加強(qiáng)對(duì)裸地的改善利用，進(jìn)一步擴(kuò)大退耕還林、還淀，使土地發(fā)揮更大的生態(tài)功效。此外，以后的研究還需加大樣地?cái)?shù)量，擴(kuò)展對(duì)不同利用方式下土壤、植株和枯落物C、N、P及生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的研究?jī)?nèi)容；針對(duì)環(huán)境因子對(duì)土壤C、N、P及化學(xué)計(jì)量的影響的探究還需考慮如土壤溫度、機(jī)械組成、土壤酶活性、土壤微生物等其他因素。