2015, Vol. 36
地表土壤大约含有2 500 Pg(1 Pg=1015g)的碳，其中1 550 Pg为有机碳(soil organic carbon，SOC)库[1]，其储量的微弱变化都会导致大气圈中CO2浓度发生较大变化[2]，从而对全球碳平衡产生巨大的影响. 土地利用方式的改变对土壤有机碳的地吸存和动态变化有重要作用[3]. 土壤活性有机碳是土壤中有效性较高、 易被土壤微生物分解矿化的有机碳，能够在土壤总有机碳变化之前反映土壤微小的变化[4]. 土壤轻组有机碳(light fraction organic carbon,LFOC)和颗粒态有机碳(particulate organic carbon,POC)分别是活性有机质按其密度和结合颗粒大小分组，其生物活性高、 转换速度较快，且比土壤有机碳中对土地管理措施反应更迅速的组分[5,6]，对于准确评价土地利用变化对土壤碳过程的影响和土壤肥力具有重要意义[7]. 土壤氮素营养是土壤肥力的重要物质基础，是植物生长必需的营养元素，而大多数表层土壤中95%以上的氮素为有机化合物[8]. 土壤轻组有机氮(light fraction organic nitrogen,LFON)和颗粒态有机氮(particulate organic nitrogen,PON)是土壤有机氮中非保护性物理组分，研究表明[9]，土壤轻组组分氮含量明显高于全土氮含量，且LFON占全土氮含量的比例较高，LFON在氮循环中起显著作用，具有很强的生物学活性，是土壤养分的重要来源. PON被认为是土壤有机氮中的非稳定性部分，所以分析这些土壤颗粒组分中的氮对认识土壤氮的稳定性具有重要意义[10].
土地利用与覆盖方式的改变对土壤有机碳氮的吸存和动态变化有重要作用[11]，不仅可以通过影响地表的净初级生产量和植物残体的归还量影响土壤有机碳氮的输入，也可以通过改变土壤的物理化学和生物过程而影响土壤有机碳氮的输出[12]. 土地利用方式对不同有机碳组分影响不同[13]，轻组有机碳和颗粒态有机碳对土地利用变化的响应更为迅速[14]. Mao等[15]的研究表明，单一作物制的砂质黏壤土农田退耕还林后土壤POC及PON含量均显著增加. 吴建国等[10]研究也表明，农田退耕还林能明显增加土壤LFOC和POC的含量，而原状草地改变为农田后土壤LFOC与POC含量则降低[16]，不同林地类型和管理措施影响土壤有机碳在密度组分和粒径组分中的分配[17].
缙云山位于我国西南地区的重庆市，是国家级自然保护区，保护区内土地利用形式多样. 缙云山的地带性植被为亚热带常绿阔叶林，在建国初期，随着社会的安定人口数量激增，曾进行过较大规模的垦林开荒，但自20世纪末期以来，随着经济的快速发展以及1998年长江流域洪水的暴发，引发了退耕还草(林)生态环境保护的热潮. 土地利用变化对土壤有机质具有明显的影响[18]，特别是轻组及颗粒态有机质的数量与组成对土地利用变化具有强烈响应[19,20]，缙云山土地利用方式的变化无疑会对土壤碳氮的行为产生一定的影响，但目前这些影响还不是很清楚. “空间换时间”是研究土壤性质对土地利用变化响应的有效手段之一，本文于缙云山阳坡同一海拔高度处选择本底条件基本一致、 土地利用史清晰的亚热带常绿阔叶林、 果园、 坡耕地以及撂荒地，分析不同土地利用方式对土壤轻组及颗粒态有机碳氮的影响，以期为增强土壤的固碳固氮能力提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区自然概况缙云山位于重庆市区西北部，东经106°17′43″~106°24′50″，北纬29°41′08″~29°52′03″，海拔高度为350~951.5 m，土地总面积7 600 hm2. 缙云山地处四川盆地平行岭谷区，属典型的亚热带温暖湿润季风气候，年平均气温13.6℃，年平均降水1 611.8 mm，年均日照1 293.9 h，年平均蒸发量777.1 mm. 缙云山的地质岩层由三叠纪须家河组厚层砂岩夹薄层泥页岩和煤线组成，其土地类型主要以山地黄壤居多，此外还有棕黄壤及水稻土. 缙云山的地带性植被为亚热带常绿阔叶林，林地表层土壤有机碳含量为22.89 g ·kg-1，全氮含量为1.67 g ·kg-1，碱解氮为171.38 mg ·kg-1，硝态氮为16.06 mg ·kg-1，铵态氮为6.13 mg ·kg-1，全磷为140.30 mg ·kg-1，有效磷为7.10 mg ·kg-1，有效硫为139.04 mg ·kg-1，速效钾为81.49 mg ·kg-1，pH为3.95，土壤容重为1.28g ·cm-3.
1.2 样品采集与处理土壤样品于2011年6月采自缙云山阳坡同一海拔高度处，土壤为酸性黄壤. 共选择林地、 坡耕地、 果园和撂荒地这4种土地利用方式. ①林地，为亚热带常绿阔叶林，是当地亚热带季风气候下发育的地带性植被，主要树种为四川大头茶(Gordonia acuminata)、 白毛新木姜子(Neolitea aurata)和四川杨桐(Adinandra bockiana)； ②坡耕地，四季旱地，由亚热带常绿阔叶林开垦而来，约有60年的耕作历史，主要种植玉米、 红薯以及蚕豆等； ③果园，由亚热带常绿阔叶林开垦而来，约有60年的栽培历史，为大枣(Ziziphus jujuba Mill)和橘子(Citrus reticulata)种植园； ④撂荒地，由坡耕地弃耕撂荒而形成，弃耕历史约为14年，地面植被为生长旺盛的杂草，无灌木和乔木. 林地和撂荒地无人为活动的管理和干扰，坡耕地与果园除施加无机肥外，还施有粪肥和绿肥； 另外，坡耕地不实施秸秆还田，果园剪枝后移出做薪柴. 林地设置20 m×20 m，果园设置10 m×10 m，坡耕地及撂荒地设置5 m×5 m的样区各3个，每个样区里设置3个采样点. 利用挖剖面取样法在各采样点分层取0~10、 10~20、 20~30、 30~40、 40~50、 50~60 cm的土样，用四分法取出足够的样品，除去砾石和根系风干后研磨，分别过2 mm和0.25 mm筛.
1.3 项目测定与方法轻组分离方法参考 Janzen 等[21]的方法，并进行部分改进： 称取过 2 mm土壤筛的风干土样 10 g 置于100 mL 离心管中，加入 50 mL NaI溶液(密度1.8g ·cm-3)，用手轻轻摇动离心管，使土壤与重液混合均匀，而后混合物在往复振荡机上振荡 60 min，振速每分钟往复 250 次. 分散后的悬浮液在 3 000r ·min-1离心 10 min. 将混合物表面悬浮的轻组物质轻轻倒于装有 0.45 μm滤膜的滤斗中抽气过滤,在剩余悬浮液中加入 25~30 mL NaI，重组残留物在离心管中再次悬浮，重复上述过程 2~3次，直至没有可见的轻组物质，至少用 75 mL 0.01mol ·L-1 CaCl2冲洗以除去轻组中 NaI，接着另加 100~150 mL去离子水冲洗轻组. 然后将滤纸上的轻组洗到预先称重的器皿中，在 65℃下烘干，获得轻组干重. 每个土样分离轻组时一般 3 次重复，但在轻组物质含量很低时，为获得足够多的轻组物质用于分析,可增加重复次数. 每个土壤样品的所有轻组样品合并,土样研磨过0.25 mm筛后分别用重铬酸钾-外加热法和半微量凯氏定氮法测定重组土样中的有机碳和全氮含量.
土壤POC、 PON测定[5]：取20.00 g过2 mm筛的干土，放入250 mL塑料瓶，加入100 mL (NaPO3)6(5 g ·L-1)，先手摇15 min，再用振荡器(90 r ·min-1)振荡18 h. 把土壤悬液过53 μm筛，反复用蒸馏水冲洗，把所有留在筛子上的物质(除去植物根系等物质)，在60℃下烘48 h至恒重，并计算其所占土壤的百分含量(即颗粒态质量分数). 将颗粒态土样研磨过0.25 mm筛后分别用重铬酸钾-外加热法和半微量凯氏定氮法测定重组土样中的有机碳和全氮含量.
土壤SOC和TN分别采用重铬酸钾-外加热法和半微量凯氏定氮法测定[22]； 硝态氮-铵态氮：采用KCl浸提，流动注射分析仪(FIAstar5000)进行测定； 硫酸-高氯酸消解法测定全磷[22]； 碳酸氢钠法测定速效磷[22]； 火焰光度法测定速效钾[22]； 土壤有效硫采用磷酸盐-乙酸浸提-硫酸钡比浊法测定[22]； PSHJ4-A型酸度计测定pH，其土水比为1 ∶2[22]； 土壤容重：采用环刀法取样，于105℃烘干测定[22].
1.4 数据计算LFOC含量(g ·kg-1)=轻组物质中土壤有机碳(g ·kg-1)×(轻组物质占土壤的质量分数)
LFON含量(g ·kg-1)=轻组物质中土壤有机氮(g ·kg-1)×(轻组物质占土壤的质量分数)
LFOC分配比例(％)= LFOC含量/SOC含量×100%
LFON分配比例(％)= LFON含量/TN含量×100%
POC含量(g ·kg-1)=颗粒物中土壤有机碳含量(g ·kg-1)×颗粒物占土壤的质量分数
PON含量(g ·kg-1)=颗粒物中土壤全氮含量(g ·kg-1)×颗粒物占土壤的质量分数
POC分配比例(%)= POC含量/SOC含量×100%
PON分配比例(%)= PON含量/TN含量×100%
1.5 统计分析采用SPSS 19.0软件对实验数据进行统计分析，当其通过方差齐次性检验时(P>0.05)，则进行均值间最小差异显著性(LSD)检验； 若其不能通过方差齐次性检验(P<0.05)，则采用Tamhanes T2进行差异显著性检验. 采用Origin 8.0作图.
2 结果与分析 2.1 土地利用方式对LFOC和LFON的影响图 1为不同土地利用方式下各土层LFOC和LFON含量的剖面分布. 图 1(a)可以看出，除撂荒地LFOC含量剖面分布变化不明显外，其它3种土地利用方式均表现为随土壤深度的增加，LFOC含量降低的趋势. 其中，林地与坡耕地LFOC主要富集在0~20 cm土层，果园则富集在0~30 cm土层.
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图中不同大写字母表示同一土壤深度不同土地利用类型的LFOC及LFON在5%水平上的差异性，不同小写字母表示同一土地利用类型不同土壤深度的LFOC及LFON在5%水平上的差异性，下同图 1 不同土地利用类型下LFOC及LFON含量的剖面分布
Fig. 1 Vertical distributions of LFOC and LFON contents in the different land use types
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比较同一土层不同土地利用方式下土壤LFOC含量可以看出，不同土地利用方式土壤LFOC含量在各土层均存在明显差异(P<0.05). 除0~10 cm土层林地最高外，其它土层均为撂荒地最高，坡耕地在所有土层上均为最低. 在0~60cm土壤深度内，土壤LFOC的平均含量为撂荒地(2.96 g ·kg-1)>林地(2.17 g ·kg-1)>果园(1.88 g ·kg-1)>坡耕地(0.62 g ·kg-1)，方差分析结果表明，林地转变为坡耕地后，土壤中LFOC含量显著降低71.42%(P<0.05)，但转变为果园后降低不明显； 而坡耕地撂荒后，土壤中LFOC含量增加3.77倍(P<0.05).
图 1(b)可以看出，4种土地利用方式下LFON含量均呈现出随土壤深度增加而降低的趋势. 其中，果园的剖面分布变化最为明显，林地LFON呈现明显的表层富集现象，其在0~10 cm土层的含量为10~60 cm土层的2.65~4.70倍，撂荒地和坡耕地土壤LFON含量的剖面变化较为平缓.
与LFOC相比，土地利用方式对各土层LFON含量的影响要小一些. 与LFOC相同，除0~10 cm土层林地最高外，其它土层均为撂荒地最高，坡耕地在所有土层上均为最低. 在0~60 cm土壤深度内，土壤LFON的平均含量为撂荒地(0.19 g ·kg-1)>果园(0.15 g ·kg-1)>林地(0.13 g ·kg-1)>坡耕地(0.08 g ·kg-1)，方差分析结果表明，林地转变为果园后，土壤LFON含量变化不明显，而开垦为坡耕地后显著降低了38.46%(P<0.05)； 而坡耕地撂荒后，土壤LFON含量显著增加1.38倍(P<0.05).
表 1为不同土地利用方式下土壤LFOC、 LFON的分配比例. 从中可以看出，不同土地利用方式下土壤LFOC、 LFON分配比例的垂直分布规律有所差异. 其中，林地、 果园和坡耕地LFOC、 LFON分配比例随着土壤深度的增加而大致呈下降趋势，而撂荒地LFOC、 LFON分配比例则在整个剖面上变化不大. 在0~60 cm土壤深度内，不同土地利用方式LFOC分配比例平均值为撂荒地(20.37%)>果园(20.13%)>林地(16.59%)>坡耕地(11.70%)、 LFON为果园(29.53%)>撂荒地(26.14%)>林地(24.88%)>坡耕地(17.12%). 坡耕地土壤LFOC、 LFON分配比例均显著低于其它3种土地利用方式(P<0.05)； 林地转变为果园后，LFOC、 LFON分配比例分别显著增加18.74%和20.33%(P<0.05).
 | 表 1 不同土地利用方式土壤LFOC、LFON分配比例1)/% Table 1 Proportions of LFOC to total organic carbon and LFON to total nitrogen in the different land use types/% |
图 2为不同土地利用方式下各土层POC和PON含量的分布. 从中可以看出，不同土地利用方式下土壤POC、 PON含量的垂直分布特征有所差异，但均随着土壤深度的增加大致呈逐渐降低的趋势.
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图 2 不同土地利用类型下POC和PON含量的剖面分布
Fig. 2 Vertical distributions of POC and PON contents in the different land use types
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林地、 果园和坡耕地POC、 PON含量均表现出 明显的表层富集特征. 其中林地主要在0~10 cm土层富集，其含量为其余各土层的2.73~6.40倍； 果园和坡耕地则主要富集在0~20 cm土层，且显著高于其他土层(P<0.05)； 撂荒地POC含量剖面变化不大，其含量3.82~4.90 g ·kg-1之间.
与LFOC、 LFON比较，土地利用方式对POC、 PON含量的影响相对较小(图 2). POC含量在0~30 cm土层内为耕地最低，而在30~60 cm土层内为果园最低； PON含量在0~20 cm土层内为耕地最低，而在20~60 cm土层内为果园最低. 在0~60 cm土壤深度内，土壤POC和PON的平均含量分别为撂荒地(4.10 g ·kg-1)>果园(1.51 g ·kg-1)>林地(1.37 g ·kg-1)>坡耕地(0.80 g ·kg-1)、 撂荒地(0.18 g ·kg-1)>林地(0.11 g ·kg-1)>果园(0.08 g ·kg-1)=坡耕地(0.08 g ·kg-1). 其中林地、 果园和坡耕地POC及PON含量均无显著性差异； 与坡耕地相比，撂荒地POC、 PON含量分别显著增加4.12和1.25倍(P<0.05).
表 2为不同土地利用方式下土壤POC、 PON的分配比例. 从中可以看出，不同土地利用方式下土壤POC、 PON分配比例的剖面分布规律有所差异. 其中，林地和撂荒地POC、 PON分配比例均随着土壤深度的增加呈先升高后降低趋势，但各土层差异不显著，POC分配比例变化范围分别为14.87%~18.53%和32.83%~38.63%，PON分配比例变化范围分别为11.43%~16.03%和18.20%~21.40%； 而果园和坡耕地POC、 PON分配比例则表现为随土壤深度的增加而大致呈下降趋势，其POC分配比例变化范围分别为6.83%~33.90%和17.73%~28.57%，PON分配比例变化范围分别为7.60%~15.40%和8.60~15.83%. 在0~60 cm土壤深度内，林地、 撂荒地、 果园及坡耕地POC平均分配比例分别为16.81%、 35.79%、 17.43%和21.22%； PON平均分配比例分别为14.32%、 19.92%、 10.96%和11.57%. 其中撂荒地土壤POC、 PON分配比例显著高于林地、 果园、 坡耕地(P<0.05)，而后三者差异均不不显著.
| 表 2 不同土地利用方式土壤POC和PON分配比例/% Table 2 Proportions of POC to total organic carbon and PON to total nitrogen in the different land use types/% |
由图 3可以看出，林地、 撂荒地、 果园和坡耕地SOC/TN分别为8.35、 12.93、 7.52和4.40，LFOC/LFON分别为14.29、 16.32、 11.32和7.60，POC/PON分别为10.30、 23.41、 9.64和13.85. 由此可以看出，3种土壤有机质组分中，颗粒态有机质碳氮比最高，轻组有机质居中，而土壤总有机质最低. 4种土地利用方式中，撂荒地的3种土壤有机质组分的碳氮比均最高，坡耕地SOC/TN及LFOC/LFON均为最低，果园POC/PON最低. 单因素方差分析结果表明，坡耕地撂荒后土壤SOC/TN、 LFOC/LFON和POC/PON均显著增加(P<0.05)，分别为撂荒前的2.93、 2.15和1.69倍； 林地转变为坡耕地后，土壤SOC/TN及LFOC/LFON均显著降低(P<0.05)，而POC/PON则变化不大； 林地转变为果园后，其各组分碳氮比均无明显变化.
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图中不同大写字母表示同一土地利用类型不同组分碳氮比在5%水平上的差异性，不同小写字母表示同一组分碳氮比不同土地利用类型在5%水平上的差异性图 3 不同利用方式土壤及其轻组和颗粒态组分碳氮比
Fig. 3 Ratios of carbon to nitrogen in soil organic matter, light fraction matter and particulate organic matter
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土壤LFOC和LFON主要来源是动植物残体和微生物，且其含量反映了土壤中动植物残体的输入、 固持和分解的平衡程度与水平，其差异与植被的凋落物和枯死根系的归还量和土壤管理方式有关[23,24]. 本研究表明，不同利用方式下，土壤LFOC和LFON的剖面分布存在一定的差异，即林地、 果园和坡耕地的LFOC和LFON含量剖面变化较大，而撂荒地剖面变化不明显. 这主要是因为，林地和果园土壤表面覆盖的大量枯枝落叶及草被层可为表层土壤提供丰富的轻组组分来源，而表层以下根系粗大难于分解，轻组组分来源缺乏，从而导致LFOC和LFON含量相对较低； 坡耕地LFOC和LFON表层富集的原因可能是由于施肥所致，如前所述，当地坡耕地除施用化肥外，还施有粪肥和绿肥等有机肥. 有研究表明，NPK肥以及有机肥的添加均能显著提高土壤轻组有机质的含量[25]，这主要是由于施用化肥和有机肥使作物的生物量加大，土壤中的根茬及残落物增多. 此外，化肥的施用还可以提高作物残茬和根系向有机质的转化效率，使轻组有机质的增加量大于矿化损失量，从而使得轻组有机质增加[26,27]. 因为化肥和有机肥主要施加在土壤表层，故而导致土壤LFOC和LFON在0~20 cm土层富集； 撂荒地地面植被为生长旺盛的草本植物，每年地上植物的枯死为表层土壤提供了大量的轻组组分来源，而且草本植物的根系较细，易于分解腐烂，使表层以下土层也有较多的轻组来源[28]，因而使LFOC及LFON在0~60 cm土层分布较均匀.
不同土地利用方式土壤LFOC及LFON含量的差异，主要与不同土地利用方式地上植被密度、 凋落物数量、 地表枯枝落叶现存量、 细根的分布以及人为干扰等因素密切相关. 研究结果表明，林地转变为坡耕地后土壤LFOC及LFON含量显著降低，转变为果园后变化不明显，而坡耕地撂荒后LFOC及LFON含量有明显增加. 林地和撂荒地因为没有人类活动的干扰，地表堆积了厚厚的枯枝落叶层可为土壤轻组有机质提供充足的来源，而且草本植物根系的转化也是土壤轻组有机质的主要来源； 另外，林地和撂荒地地表植被生长旺盛，植被密度大可以提高土壤的湿度，从而降低有机物的降解速率[29]. 虽然坡耕地在当地有施加绿肥和粪肥等有机肥的习惯，但由于地处斜坡和常年翻耕，加剧了土壤有机碳的流失和分解[30]，加之由于作物的收获以及秸秆的清理，有机物的归还量少，缺少LFOC及LFON的供给来源.
不同土地利用方式和土层深度，土壤有机碳氮含量和土壤轻组有机碳氮含量都均有所差异，由于受到影响的程度不同，这些差异就表现在土壤轻组有机碳氮的分配比例上. 土壤轻组有机碳和氮一般富集在土壤表层，所以轻组有机碳氮分配比例基本上均随土层深度的增加而下降[31]，吴建国等[32]对宁夏固原地区不同土地利用方式的研究表明，LFOC占SOC的比例随土层深度增加而降低，在土壤剖面上表现出明显的层次性. 杨玉盛等[33]对福建三明格氏栲天然林及在其采伐迹地上营造的33年生格氏栲人工林和杉木人工林研究表明，LFOC分配比例均随土壤深度的加深而下降. 这些研究结果均与本研究中林地、 果园及坡耕地的一致，即LFOC及LFON分配比例随着土壤深度的增加而大致呈下降趋势. 但本研究中撂荒地LFOC与LFON分配比例则随土壤深度的增加变化并不明显，这是因为撂荒地土壤LFOC及LFON在整个剖面分布较均匀，且其SOC与TN的剖面变化也不大[34]. 研究结果表明，坡耕地土壤LFOC及LFON分配比例显著低于其他3种利用方式，这除了与坡耕地植物残体的归还量较少有关外，耕作也是一个重要原因，有研究发现，耕作可通过降低土壤团聚体稳定性而降低轻组有机碳含量及其分配比例[35]，本实验数据表明，林地转变为坡耕地后将导致大团聚体破碎化从而使土壤团聚体稳定性降低[36].
3.2 土地利用方式对POC和PON的影响POC是与土壤结构具有密切关系的有机碳组分，也是一种非保护性有机碳组分. PON被认为是土壤有机氮中的非稳定性部分，与有机碳和氮的矿化速率显著相关，对N矿化和周转有显著的贡献[37]，是反映土壤供氮能力的重要指标.
不同土地利用方式下，POC、 PON含量的剖面分布变化与LFOC、 LFON相似，即林地、 果园和坡耕地的POC与PON含量剖面变化较大，而撂荒地剖面变化不明显. 与LFOC及LFON不同，在0~60 cm土层，林地转变为坡耕地和果园后，其POC与PON含量降低不显著，这一定程度上表明POC、 PON对土地利用方式响应不如LFOC、 LFON敏感，与Carter等[38]的研究相似. 但也有研究表明[39]，耕作可以使土壤颗粒态有机碳加速分解. 而坡耕地撂荒后，POC和PON含量均显著增加，这主要归因于坡耕地撂荒后植物残体归还量的增加以及土壤结构的改善等.
POC与PON分配比例反映土壤有机碳氮中非保护性组分的相对数量. 土壤POC含量反映了土壤中非保护性有机碳数量，POC分配比例则反映了土壤中非保护性有机碳或非稳定性有机碳的相对数量，比例越高，有机碳中不稳定部分就越高[40]，PON分配比例则用来表征土壤中氮素的稳定性，其值越大，表明土壤氮中易分解部分也就越多[35]. 本研究表明，林地转变为坡耕地和果园后，POC及PON分配比例在0~60 cm土层差异不显著，但在0~20 cm土层明显升高. 这可能是由于坡耕地和果园表层土壤有机肥的添加所致. 而坡耕地撂荒后，POC及PON分配比例几乎在所有土层均显著增加，这说明坡耕地撂荒后土壤有机碳氮的活性增强，具有更高的供肥潜力.
3.3 土地利用方式对土壤各有机质组分碳氮比的影响土壤有机质C/N是影响有机质矿化分解速率进而影响有机质供肥能力的重要因素，是评价土壤微生物活性及有机质矿化程度的重要指标[41]，C/N 介于 25~30 之间，既不释放也不固定氮； C/N 小于 25 则释放出氮； C/N 大于 30 时，土壤微生物还要利用土壤中一部分速效氮来构造自己的身体，所以不但不会释放氮，反而还发生氮固定现象[42]. 本研究中4种土地利用方式0~60 cm土层中SOC/TN、 LFOC/LFON、 POC/PON均值分别介于4.40~12.93、 7.60~16.32、 9.64~23.41之间，均低于25，说明4种土地利用方式下各组分有机质的矿化能力较强. 另外，LFOC/LFON、 POC/PON均高于SOC/TN，表明相对于土壤总有机质而言，轻组有机质及颗粒态有机质中氮的有效性要低. Boone[43]观测了玉米地、 松树林地和栎树林地轻组的净氮矿化势，发现轻组较高的C/N导致净氮矿化势较低，从而使得轻组氮的有效性降低，与本文的研究结果相似.
C/N的升高对土壤微生物的活动能力有一定的限制作用，使有机质和有机氮的分解矿化速度减慢，土壤固定有机碳能力提高[44]. 林地转为坡耕地后，土壤SOC/TN、 LFOC/LFON显著降低，而坡耕地撂荒后其SOC/TN、 LFOC/LFON、 POC/PON又显著增加，说明林地转变为坡耕地加剧了土壤有机质的矿化，而坡耕地撂荒后有利于土壤有机质的蓄积，与笔者前期对SOC和TN的研究结果一致. 笔者前期的研究表明[34]，在0~60 cm的土壤深度内，不同土地利用方式下SOC储量为撂荒地(108.06 mg ·hm-2)>林地(62.21 mg ·hm-2)>果园(54.54 mg ·hm-2)>坡耕地(31.81 mg ·hm-2)； TN储量为撂荒地(8.64 mg ·hm-2)>果园(6.81 mg ·hm-2)>林地(6.68 mg ·hm-2)>坡耕地(6.53 mg ·hm-2). 林地垦殖为坡耕地后导致SOC和TN储量降低，而坡耕地弃耕为撂荒地后则使SOC和TN储量显著升高.
4 结论(1) 4种土地利用方式下，土壤LFOC、 LFON、 POC、 PON含量均随着土壤深度的增加而呈逐渐降低的趋势，且其在0~60 cm土层内的平均含量，均为撂荒地最大，林地和果园次之，坡耕地最小. 表明林地的垦殖导致土壤活性有机碳氮的损失，而坡耕地撂荒有利于土壤活性有机碳氮的积累.
(2) 林地转化为坡耕地后，土壤LFOC、 LFON分配比例均显著降低，而POC、 PON分配比例无显著变化； 坡耕地撂荒后，LFOC、 LFON、 POC、 PON分配比例均显著增加. 表明林地转变为坡耕地后土壤有机碳氮活性减弱，而坡耕地撂荒后土壤有机碳氮活性增强.
(3) 林地转为坡耕地后，土壤SOC/TN、 LFOC/LFON显著降低，而坡耕地撂荒后其SOC/TN、 LFOC/LFON、 POC/PON又显著升高，表明林地转变为坡耕地加剧了土壤有机质的矿化，而坡耕地撂荒后有利于土壤有机质的固定.
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