王蝶，江濤，禤映雪，黎坤，梁作兵，黃穎

1.中山大學地理科學與規(guī)劃學院，廣東廣州 510006

2.中山大學環(huán)境科學與工程學院，廣東廣州 510006

土壤有機碳不是一種單純的化合物，它包括植物、動物和微生物的遺體、排泄物、分泌物及其部分分解產(chǎn)物，以及土壤腐殖質(zhì)，其數(shù)量和質(zhì)量不僅決定土壤肥力狀況、碳庫穩(wěn)定性，同時也是評估土壤質(zhì)量的重要指標［1］。土壤是最大的陸生碳庫，碳儲量分別是大氣碳庫和生物碳庫的2倍和3倍，土壤碳庫微小的變化將對全球碳循環(huán)產(chǎn)生巨大影響［2］。土壤有機碳作為碳庫的重要組成部分，其累積和分解速率對土壤碳庫儲量具有決定性作用。此外，土壤顆粒有機碳，即土壤粒徑大于53 μm 的土壤有機碳，腐殖質(zhì)化程度較低，是動物、植物和微生物殘體向腐殖質(zhì)轉(zhuǎn)化過程中的過渡產(chǎn)物，對植被的自然恢復和人為管理措施的干預較敏感，在揭示土壤有機碳動態(tài)變化方面有重要作用［3-4］。

影響土壤有機碳的因素包括結(jié)構(gòu)性因素如氣候、植被類型、地形等，以及隨機性因素如土地利用類型、耕作管理措施等［5］。對于不同土地利用類型而言，岑龍沛等［6］在喀斯特地區(qū)的研究發(fā)現(xiàn)土壤有機碳的含量表現(xiàn)為灌叢地顯著高于喬木林地、草地和撂荒地；而對于滇中尖山河小流域，土壤有機碳含量總體上呈現(xiàn)出園地>林地>坡耕地>荒草地的特征［7］，劉世梁等［8］發(fā)現(xiàn)瀾滄江中游地區(qū)土壤有機碳含量的大小依次為林地>灌叢>草地>農(nóng)田。對于土壤有機碳的垂向變化特征的研究均表明土壤有機碳含量隨著土層深度的增加而降低［9-10］。此外，不同地區(qū)土壤有機碳含量的主導影響因子存在差異，商澤安等［10］發(fā)現(xiàn)海南島次生雨林土壤有機碳與土壤全氮、堿解氮和有效磷呈極顯著正相關性，劉波等［11］對寧夏六盤山華北落葉松林的研究表明土壤有機碳含量與電導率呈顯著正相關，而與粗粉粒、黏粒含量呈顯著負相關；常帥等［12］對干旱區(qū)錫林郭勒草原的研究表明土壤有機碳與土壤含水量和土壤全氮呈顯著性相關；而李理等［13］對河南寶天曼自然保護區(qū)的研究揭示了植被覆蓋度和地形因子對土壤有機碳具有重要影響。

粵北地區(qū)處于中亞熱帶紅壤丘陵區(qū)，東亞季風盛行，雨熱同期，濕潤多雨，是生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力高、碳儲量大的地區(qū)［14］。亞熱帶季風常綠闊葉林是研究區(qū)的地帶性植被，由于人類活動干擾，現(xiàn)已被大面積人工桉樹林地和茶園取代［15］，黎艷明等［16］在該區(qū)域開展了次生常綠闊葉林土壤有機碳分布特征的研究，發(fā)現(xiàn)土壤有機碳呈顯著的表聚性，并且與全氮含量呈顯著正相關；而劉姝媛等［17］對該區(qū)桉樹人工林土壤有機碳密度及其影響因子的探究表明其有機碳含量略高于同一地區(qū)的馬尾松和杉樹林，與土壤全氮的含量呈顯著正相關。但針對該區(qū)域小流域尺度下不同土地利用類型土壤有機碳的分布特征及其主要影響因子的研究鮮有報道。為此，選取粵北英德市鹿頸水庫小流域為研究對象，針對流域次生林、桉樹林、松樹林和茶園4種主要土地利用類型，通過野外實地采樣、實驗室分析及統(tǒng)計方法研究不同土地利用類型土壤質(zhì)地、土壤容重（BD）、pH、電導率、土壤有機碳、土壤顆粒有機碳、全氮、碳氮比及碳、氮同位素值的空間分布特征，結(jié)合地形和凋落物數(shù)據(jù)，探究土壤有機碳、土壤顆粒有機碳的主要影響因子，以期為粵北小流域土地利用的科學管理提供依據(jù)。

1 研究地區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

鹿頸水庫位于廣東省清遠市英德市沙口鎮(zhèn)（24°22′30″～24°24′30″N，113°32′00″E～113°34′30″E），流域面積為4.9 km2（圖1）。研究區(qū)地處南亞熱帶向中亞熱帶過渡地區(qū)，2000—2020 年平均溫度為21.29 ℃，年均降水量為1 637.4 mm，降水主要集中在3～9月，數(shù)據(jù)來自NOAA的國家環(huán)境信息中心（NCEI，https：//www.ncei.noaa.gov/）。研究區(qū)土壤主要為英德灰紅土，屬紅壤亞類灰紅土，該土種母質(zhì)為石灰?guī)r風化的坡積物，土壤深度一般＞1 m。

流域內(nèi)主要分布4種不同的土地利用類型：次生林（SF）、桉樹林（Er）、松樹林（Pm）和Camellia sinensis茶園（Cs）。桉樹林和松樹林在2012 年開始種植，之前為次生林；英紅12 號茶園（Cs12）為坡地茶園，茶樹植于坡上，未開辟階梯，2005 年之前為次生林，后種植桉樹，2015 開墾為茶園；英紅9 號茶園（Cs9）為階梯式茶園，隨著海拔高度的增加，梯高增高，每梯種植2～3行茶樹，行距、株距近似，于2013年開墾。兩個茶園施肥情況相同，每年2 次，分別在1～2 月和8～9 月，肥料為花生油渣發(fā)酵有機肥，每次施肥量約為0.75 kg/m2。

1.2 樣品采集及預處理

2020年10月分別在5種土地利用類型內(nèi)設置3塊10 m×10 m 樣地（圖1），每塊樣地分別在中心布設一個土壤采樣點。在土壤采樣點撥開表層凋落物后，用土鉆每間隔10 cm 采集0～40 cm 的土壤，采集的新鮮土壤裝入聚乙烯封口袋封存。此外，在每種土地利用類型內(nèi)分別挖取了一個0～100 cm深的剖面；不足100 cm 的，以母質(zhì)層為下限，自下而上每間隔10 cm 采樣，每個剖面于表層采集兩個環(huán)刀土樣，用于測量土壤含水量和容重（BD）。次年3 月份，采用S 形隨機布點法在原樣地內(nèi)設置3 個60 cm×60 cm 凋落物采樣點，測量凋落物的厚度，并采集樣方內(nèi)所有的凋落物，裝入聚乙烯袋中封存。

圖1 鹿頸水庫流域采樣點分布圖Fig.1 Distribution of the sampling points within Lujing watershed

采集的土樣放置在陰涼通風處風干。將干土樣品剔除根和礫石后，過20 目篩，用于測定pH、電導率（EC）、粒徑組成和土壤顆粒有機碳（POC）含量。從20 目的樣品中取一部分研磨過100 目篩，用于測定土壤有機碳（SOC）含量、全氮（TN）含量及土壤碳、氮同位素值（δ13C、δ15N）。采集的凋落物樣品以60 ℃在烘箱內(nèi)烘至恒質(zhì)量，稱量并記錄。

1.3 測定指標與方法

土壤粒度采用英國馬爾文公司的Mastersizer 2000 型激光粒度儀測定；pH 和EC 采用美國哈希公司生產(chǎn)的水質(zhì)分析儀測定（水土質(zhì)量比5∶1）；BD 采用環(huán)刀法測定［18］；SOC 采用德國Elementar公司生產(chǎn)的總有機碳分析儀測定；POC 采用Cambardella 的方法［19］；TN 采用德國Elementar 公司的元素分析儀測定；碳氮比（C/N）=SOC 含量/TN含量。

土壤δ13C、δ15N 采用美國Thermo Fisher公司生產(chǎn)的Flash EA2000 型元素分析儀聯(lián)立PicarrooL2130-i 型同位素質(zhì)譜儀測定。同位素比值δ表示樣品中兩種同位素比值相對于某一標準對應比值的相對千分差，

式中Rsa和Rst分別為樣品和標準物質(zhì)的重同位素與輕同位素豐度的比值（如13C/12C、15N/14N）［20］。

所有樣品的預處理和測試均在中山大學的實驗室完成。

1.4 樣地基本情況

采樣點的凋落物厚度、坡度、坡向、植被組成和歷史種植情況由實地調(diào)查獲得，凋落物質(zhì)量在實驗室烘干樣品后稱量獲得（表1）。

表1 鹿頸水庫樣地基本情況表Table 1 Basic information of the sampling sites at the Lujing resorvoir

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Excel、SPSS 和R4.1.1 對數(shù)據(jù)進行分析和繪圖。在統(tǒng)計分析之前檢查數(shù)據(jù)的正態(tài)性和方差同質(zhì)性，在正態(tài)分布的情況下采用單因素方差分析，若滿足方差齊性，事后檢驗采用Turkey test，方差不齊則采用Tamhane test；不滿足正態(tài)分布的條件下采用Kruskal-Wallis 非參數(shù)檢驗。本研究以SOC 和POC 作為響應變量，以土壤因子、地形因子和環(huán)境因子作為解釋變量，其中土壤因子包括土層深度、含水量、BD、黏粒、粉粒、砂粒、pH、BD、TN 含量、C/N 及δ13C、δ15N；地形因子包括坡度和坡向，坡向的等級劃分和量化方法參照邵方麗等［21］的研究；以凋落物的厚度和質(zhì)量作為環(huán)境因子，采用R4.1.1.中的vegan 包［22］進行冗余分析（RDA），刪除強烈共線性因子后，采用前向選擇法對因子貢獻率進行排序，選取主要的影響因子，并采用方差分解法比較土壤、地形和環(huán)境3大類因子的貢獻率。

2 結(jié)果與分析

2.1 流域土壤基本理化性質(zhì)分異規(guī)律

研究區(qū)土壤pH=4.0～7.1，呈中性或偏酸性。最小值出現(xiàn)在12 號茶園，最大值出現(xiàn)在桉樹林?？傮w而言，在0～40 cm 深度范圍內(nèi)，pH 值隨土壤深度的變化不明顯（圖2b），但在松樹林中pH 隨著土壤深度的增加而升高，不同土層之間表現(xiàn)出了明顯的差異。而對于不同土地利用類型而言，pH值差異較大，其中桉樹林的pH 值最高，為5.8±0.8；次生林次之，為5.1±0.2；馬尾松林、英紅9號和12號茶園的pH均較低，為4.2～4.4（圖2a）。

圖2 不同土地利用類型和0～40 cm土壤pH和EC的分異規(guī)律Fig.2 Variations of soil pH and electric conductance of different landuse types and along depth of 0-40 cm

研究區(qū)的土壤EC為35～183 μS/cm，不同土地利用類型土壤EC變化存在差異（P<0.05）（圖2c），總體表現(xiàn)為茶園大于3種林地。對于0～40 cm不同深度的土層而言，各層土壤之間EC并沒有顯著差異（圖2d）。

由美國農(nóng)業(yè)土壤分類土壤質(zhì)地三角圖可以看出，本研究區(qū)土壤質(zhì)地絕大多數(shù)分布在粉壤土的區(qū)域范圍，以粉粒為主（51.8%～78.5%），砂粒和黏粒含量較低，且兩者無顯著性差異（P<0.05）；流域內(nèi)不同土地利用類型和不同深度土壤質(zhì)地的分異不明顯，具有較均一的土壤機械組成（見圖3）。

圖3 土壤質(zhì)地三角圖Fig.3 Soil texture triangle

2.2 流域土壤養(yǎng)分因子分異規(guī)律

研究區(qū)SOC 和POC 含量在0～40 cm 深度的變化范圍分別為0.5%～1.3%和1.2～3.9 g/kg，總體隨深度的增加呈現(xiàn)遞減的趨勢（圖4），但POC含量在垂向10 cm 深度處明顯下降，在10～40 cm 之間則相對穩(wěn)定，表現(xiàn)出明顯的表聚性。不同土地利用類型SOC和POC含量的差異并不顯著（P<0.05）。

圖4 不同土地利用類型和不同深度處SOC、POC、TN和C/N的分異規(guī)律Fig.4 SOC,POC,TN and C/N variation among different landuse types and along depth of 0-40 cm

TN 含量變化與SOC 含量變化相似，不同土地利用類型間沒有顯著性的差異（P<0.05），但隨深度的增加而遞減，不同土層之間具有顯著性差異（P<0.05）（圖4）。C/N 隨著深度的增加而下降，綜合上述SOC 和TN 含量的變化趨勢可知，隨深度的增加，相對TN 含量，SOC 含量的減少幅度較大。不同土地利用類型C/N具有明顯的差異，具體表現(xiàn)為12 號茶園（9.5）>次生林（8.6）>9 號茶園（5.9）>松樹林（5.4）>桉樹林（4.4）。

不同土地利用類型POC 和非顆粒態(tài)有機碳（NPOC）的占比有所不同，且隨深度的增加其變化趨勢并不相同（圖5）。3 種林地表現(xiàn)出POC 占比隨深度的增加而降低的趨勢，而12 號茶園POC 占比隨深度的增加先減少后增加，9號茶園POC占比隨深度的增加變化不大，甚至在20～30 cm 處略有增加。

圖5 不同土地利用類型0～40 cm土層深度的POC和NPOC含量和占比變化圖Fig.5 Particular organic carbon and non-particular organic carbon content variation and proposition variation of different landuse types along depth of 0-40 cm

2.3 流域土壤δ13C和δ15N分布規(guī)律

土壤δ13C和δ15N隨深度的變化不明顯，但不同土地利用類型間差異顯著（P<0.05）（圖6）。就δ13C而言，3種林地和12號茶園之間的差異顯著，林地δ13C 較高，12 號茶園δ13C 較低，但林地與9 號茶園之間沒有明顯差異，兩種茶園之間也沒有明顯的差異。而對于δ15N 而言，9 號茶園與3 種林地之間存在顯著差異，但12 號茶園與3 種林地之間的差異不明顯，總體表現(xiàn)出松樹林（5.9‰）>次生林（5.5‰）≈12 號茶園（5.2‰）>桉樹林（4.9‰）>9 號茶園（3.6‰）的趨勢。

圖6 不同土地利用類型和不同深度處土壤δ13C和δ15N分異規(guī)律Fig.6 Soil δ13C and δ15N variation of different landuse types and along depth of 0-40 cm

2.4 流域SOC和POC含量的影響因子

冗余分析結(jié)果表明，所選因子解釋了78.1%的數(shù)據(jù)變異。前向選擇后，所保留的因子解釋了75.6%的數(shù)據(jù)變異，其中軸一的解釋率為72.6%，軸二的解釋率為3.1%（圖7）。C/N、TN 含量、pH、土層深度和BD 是具有顯著影響力的因子，其中C/N、TN 與SOC 和POC 箭頭連線的夾角較小且方向一致，呈顯著的正相關關系；而pH、土層深度和BD與SOC和POC箭頭連線的方向不一致，表明這些因素與SOC 和POC 存在明顯負效應，即隨著深度的增加和pH 值的增加，SOC 和POC 的含量降低。

圖7 冗余分析結(jié)果圖Fig.7 Redundancy analysis result

通過方差分解法對所選土壤、地形和環(huán)境三大類因子的貢獻率進行計算，結(jié)果表明土壤因子的貢獻率較高，為62.4%；而地形、環(huán)境因素分別解釋了4.8%和2.2%的變異；由土壤、地形和環(huán)境三個因素共享的解釋率為7.2%；土壤和地形這兩個因素共享的解釋率為5.6%。

3 討 論

3.1 流域土壤理化性質(zhì)的分異規(guī)律

鹿頸水庫流域土壤理化性質(zhì)即土壤質(zhì)地、pH和EC 隨深度的變異較小，但不同土地利用類型之間差別較大。土壤顆粒組成以粉粒為主，屬于美國土壤農(nóng)業(yè)質(zhì)地分類中的粉壤土（silty loam）。不同土地利用類型和不同深度間土壤質(zhì)地的分異不明顯，具有較均一的土壤機械組成（圖3）。土壤平均pH=4.2～5.8，最大值出現(xiàn)在桉樹林，最小值出現(xiàn)在12 號茶園。其中茶園和松樹林的pH 均低于4.5，存在較嚴重的土壤酸化的現(xiàn)象。土壤EC 均值范圍為62.8～119.9 μS/cm；兩種茶園的EC 較高，約119 μS/cm；3種林地的EC較低，為62～70 μS/cm。這可能是由于該區(qū)域茶園定期施肥，茶樹生長狀況良好，茶樹在生長和繁殖過程中造成了較多數(shù)目的土壤可溶性離子，從而導致了EC的增加［23］。

3.2 流域SOC和POC含量的分異規(guī)律

本研究選取的土地利用類型之間SOC 含量沒有明顯的差異，但付志藍等［24］的研究發(fā)現(xiàn)，林地SOC 含量高于茶園。本研究中茶園和3 種林地間SOC 含量差異不大，這可能與茶園人工施加有機肥有一定的關系。SOC 和POC 含量隨著土壤深度的增加呈降低趨勢，這是由于地表的枯枝落葉層是SOC 的主要來源，其分解形成的SOC 首先進入土壤表層，再由重力作用向下遷移，此外，土壤溫度、水分和養(yǎng)分及微生物活性隨著深度的增加逐漸下降，也會導致深層SOC含量較低［25］。

作為土壤活性有機碳的一種表征形式，POC占SOC 的比例越高，說明有機碳活性越強，被礦化分解的潛力越大，養(yǎng)分循環(huán)速度越快，不利于SOC 的累積［26］。本研究中，隨著深度的增加，3種林地POC 在SOC 中的占比逐漸降低，說明相對深層而言，表層SOC 活性較大，循環(huán)較快，對土地利用的變化更敏感。9號茶園POC的占比并未隨深度的增加而減少，可能與灌木根系較深，導致深層輸入的POC 也較多。12 號茶園POC 先隨深度的增加而降低，而后升高，可能與其種植歷史有關，桉樹的全株移除會導致較大的土壤擾動，使得POC含量降低。

3.3 流域TN、C/N及δ13C、δ15N的分異規(guī)律

不同土地利用類型TN 含量差別不大，且隨著深度的增加顯著降低，這與張瑤瑤等［27］的研究結(jié)果一致。C/N隨土地利用類型和深度的變化均有較大的變化，不同土地利用之間總體表現(xiàn)為12 號茶園>次生林>9號茶園>松樹林>桉樹林，這一結(jié)果反應了不同土地利用類型間有機物輸入量、性質(zhì)以及碳氮累積速率的差異。土壤C/N與土壤有機質(zhì)分解速率成反比關系［28］，土壤C/N 反應了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征，控制著植被對土壤養(yǎng)分的吸收和植被碳生產(chǎn)［29］，茶園和次生林的C/N 較高，但枯枝落葉的數(shù)量較少，表明微生物分解有機質(zhì)速率較慢，SOC 累積率較高［30］。而C/N 隨著深度的增加顯著降低，這應該與不同深度土層間微生物的數(shù)量、群落結(jié)構(gòu)和活性相關［31］。

δ13C、δ15N 變化特征與土壤理化性質(zhì)的分異規(guī)律相似，隨深度的增加無顯著變化，但不同土地利用類型間具有較大差異。對于土壤δ13C而言，總體表現(xiàn)出松樹林≈次生林≈桉樹林>9 號茶園>12 號茶園的趨勢。兩種茶園的pH 值較低，微生物活動可能受到抑制，有機質(zhì)分解率降低，土壤碳同位素分餾作用較小，土壤δ13C 值較低［32］。對于δ15N而言，總體表現(xiàn)出松樹林> 12 號茶園≈次生林>桉樹林>9 號茶園的趨勢。土壤δ15N 值取決于輸入物（例如凋落物和肥料）δ15N 組成以及不同N 化合物之間轉(zhuǎn)化過程中的δ15N 分餾［32］。本研究中土壤δ15N與δ13C變化的差異主要體現(xiàn)在Cs12號茶園δ15N顯著升高，這可能與Cs12 茶園植物根氮同化的速率，即氮的利用效率，較高有關，植物優(yōu)先利用低δ15N的氮素，導致土壤有機質(zhì)中15N的富集［33］。

3.4 影響流域SOC和POC含量的主要因素

由于研究區(qū)域較小，氣候差異可以忽略不計，由此說明土壤性質(zhì)、地形和環(huán)境因子在很大程度上解釋了SOC含量的空間變異性［34］。C/N、TN含量、pH、土層深度和BD 是SOC、POC 含量的主要影響因子，SOC、POC 含量與C/N、TN 含量呈顯著正相關，而與pH、土層深度和BD 呈顯著負相關，這與尤海舟等［35］和孟苗婧等［36］的研究發(fā)現(xiàn)一致。

方差分解表明土壤因子是SOC、POC 含量分異的主要解釋因子，地形和環(huán)境因子僅在與土壤因素的共同作用下對SOC 和POC 含量的變異具有較大的解釋率，單獨的解釋率較低。

本研究中的土壤因子可進一步細分為土壤養(yǎng)分因子和土壤理化性質(zhì)因子，土壤養(yǎng)分因子包括C/N 和TN，土壤理化因子包括pH、土層深度和BD。SOC、POC 含量與土壤養(yǎng)分因子中的C/N 和TN 存在顯著正相關性。這意味著凋落物較高的C/N 通常有利于SOC 的累積。土壤C/N 一般被認為是土壤氮素礦化的標志，低C/N促進微生物的分解和碳素礦化，而C/N的增大會導致微生物的降解速率降低，從而促進碳的累積［37］。SOC 和POC 含量與土壤TN 含量呈顯著正相關關系，這與前人的研究結(jié)果一致［38-39］，這是因為微生物對有機質(zhì)的分解和利用速率受土壤有機質(zhì)氮含量影響［40］。

土壤理化因子并不直接作用于SOC，而是通過對土壤結(jié)構(gòu)和植被的影響間接改變SOC 含量及分布特征［41］。在一定范圍內(nèi)土壤pH 下降，即酸性的增強，會導致微生物活動的減弱，從而減緩有機質(zhì)的分解，造成SOC 的累積［29］。而土壤BD 反應了土壤的通透性，其大小會對SOC 含量造成顯著影響。本研究中SOC含量與土壤BD呈顯著負相關，這與前人研究結(jié)果一致［17，42］。

4 結(jié) 論

1）鹿頸水庫流域土壤pH=4.2～5.8，出現(xiàn)土壤酸化現(xiàn)象，土壤質(zhì)地為粉壤土，不同土地利用類型土壤理化性質(zhì)差異顯著（P<0.05）；

2）在0～40 cm 的土壤深度，SOC 和POC 含量均隨深度的增加而降低，變化范圍分別為0.5%～1.3%和1.2～3.9 g/kg，表現(xiàn)出明顯的表聚性。但在所選取的不同土地利用類型之間SOC 和POC 含量沒有明顯差異；

3）冗余分析表明本研究所選取的因子可以解釋SOC 和POC 含量78.1%的變異，其中土壤因子中的C/N、TN 含量、pH、土層深度和BD 是影響流域SOC 和POC 含量變化的主要因子，SOC 和POC 含量與C/N、TN 含量呈顯著正相關，而與土壤pH、土層深度和BD 呈顯著負相關；C/N 是最顯著的影響因子，流域SOC 和POC 含量主要受土壤氮調(diào)節(jié)。