土壤微生物生物量一般是指土壤中体积小于5×10³ μm³的生物总量，但不包括活的植物体如植物根系等在内. 它是土壤有机质的活性部分，主要的生物类群为细菌、 真菌、 藻类和原生动物等. 土壤微生物生物量是土壤物质和能量循环转化的动力，同时也是土壤养分的储备库，具有指示生态系统功能变化的作用^[1]. 土壤微生物生物量主要包括微生物生物量碳(microbial biomass carbon，MBC)和微生物生物量氮(microbial biomass nitrogen，MBN). MBC在土壤碳库中所占比例很小，一般只占土壤有机碳总量的1%~4%，但它在土壤有机质分解和养分释放以及土壤质量等方面起着重要作用^[2,3]. MBN是土壤有机氮组分中是最活跃的部分，是土壤中有机-无机态氮转化的关键环节之一，对环境条件十分敏感，施肥、 耕作以及土地利用方式等都对其数量产生影响^[4]. 土壤水稳性团聚体是最重要的土壤结构体，了解微生物在土壤团聚体中的分布对于预测碳氮循环的发生至关重要^[5].

目前国内对全土中的MBC和MBN做了大量研究，比如施肥^[6]、 耕作^[7]以及不同土地利用方式^[8]对土壤MBC和MBN的影响等，但有关土壤团聚体中MBC和MBN的研究还比较匮乏. 文倩等^[9,10]通过对我国内蒙古半干旱地区的研究发现，不同土地利用方式下土壤团聚体MBC和MBN含量有显著性差异，表现为有灌溉条件的耕地最高，退化草地最低； MBC是重要的活性有机碳组分，李娟等^[11]通过研究喀斯特山区土地利用对土壤团聚体有机碳的影响发现，团聚体活性有机碳可以作为衡量喀斯特山区土壤团聚体有机碳动态的一个敏感性指标； 刘敏英等^[12]通过对茶园土壤团聚体中MBC、 MBN的分布特征进行研究，发现土壤团聚体中微生物熵的分布主要取决于MBC的含量； 毛艳玲等^[13]在福建亚热带山地的研究表明，天然林转变为人工林、 次生林和园地会导致土壤团聚体MBC含量下降，但其能否作为表达土地利用变化敏感性指标，还需进一步斟酌.

缙云山是位于我国西南地区的国家级自然保护区，区内土地利用方式多样. 土地利用变化对土壤团聚体MBC和MBN具有明显影响，但该地区目前还没有类似研究. 本研究通过选取缙云山4种土地利用方式，探讨不同土地利用方式对土壤团聚体MBC和MBN的影响，旨在为我国西南地区亚热带山地土地的合理利用与管理提供理论依据.

缙云山位于重庆市西北部，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，年均气温13.6℃，年均降水量为1 611.8 mm，年均日照1 293.9 h，年平均蒸发量777.1 mm. 缙云山主要植被为典型的中亚热带常绿阔叶林，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，土壤类型主要以山地黄壤居多，此外还有棕黄壤以及少量人为利用的水稻土.

土壤样品于2011年6月采自缙云山阳坡海拔高度约500 m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典型森林类型，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 a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 a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，风干后过孔径2 mm筛，用于测定土壤理化性质和有机碳组分. 另于各个土层取未扰动的原状土样，用保鲜盒带回实验室. 在风干过程中沿自然裂隙掰成直径为1 cm左右大小的团聚体. 表 1为4种土地利用方式下土壤的理化性质.

表 1(Table 1)

表 1 缙云山不同土地利用方式下土壤的理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of soils for different land use types in Jinyun Mountain 类型 土壤深度 /cm pH 容重 /g·cm-3 有机碳 /g·kg-1 全氮 /g·kg-1 碱解氮 /mg·kg-1 全磷 /mg·kg-1 有效磷 /mg·kg-1 速效钾 /mg·kg-1 有效硫 /mg·kg-1 0~10 3.95 1.07 22.89 1.67 171.38 140.30 7.10 81.49 139.04 10~20 3.88 1.46 6.46 0.68 72.23 82.29 3.30 71.73 125.40 林地 20~30 3.84 1.47 5.14 0.64 41.72 73.02 3.03 58.75 108.57 30~40 3.97 1.48 4.32 0.61 37.14 66.83 2.53 52.66 92.48 40~50 4.01 1.48 3.70 0.54 25.44 57.29 2.16 46.55 93.43 50~60 4.13 1.52 3.39 0.48 25.93 51.2 1.87 41.96 79.47 0~10 5.06 1.37 14.31 1.14 82.91 280.79 6.31 104.79 89.65 10~20 5.30 1.38 11.23 0.95 54.47 238.09 5.49 91.18 54.53 撂荒地 20~30 5.60 1.52 11.23 0.93 49.89 219.35 4.01 75.57 36.31 30~40 5.74 1.54 10.57 0.84 46.29 238.3 3.67 65.66 28.78 40~50 5.71 1.59 11.32 0.80 36.12 238.57 2.83 63.80 25.28 50~60 5.8 1.56 9.94 0.82 33.09 171.58 2.37 58.86 21.64 0~10 7.66 1.44 12.10 1.19 48.08 261.70 35.29 115.80 36.44 10~20 7.92 1.42 10.42 0.89 38.46 109.76 19.95 86.33 29.08 果园 20~30 7.93 1.55 5.43 0.66 16.62 108.75 16.88 59.98 27.00 30~40 8.02 1.70 2.76 0.63 11.17 71.23 12.62 55.60 25.78 40~50 8.03 1.66 2.71 0.50 10.40 70.16 11.42 51.19 24.21 50~60 7.94 1.80 2.59 0.50 8.58 67.07 9.67 49.51 21.98 0~10 8.19 1.55 5.62 0.95 41.08 309.50 38.33 81.88 30.57 10~20 8.28 1.47 4.79 0.81 35.11 238.29 17.19 76.86 26.05 坡耕地 20~30 8.21 1.56 2.95 0.63 28.59 66.55 14.86 62.88 24.21 30~40 8.14 1.63 2.34 0.59 24.18 34.87 7.93 61.56 22.73 40~50 8.02 1.68 2.33 0.58 19.76 61.31 6.66 57.81 20.48 50~60 8.02 1.69 2.22 0.56 18.46 54.20 6.48 56.51 17.29

表 1 缙云山不同土地利用方式下土壤的理化性质 Physical and chemical properties of soils for different land use types in Jinyun Mountain

团聚体粒径分组: 取风干后的未扰动原状土样，采用Elliot的土壤团聚体湿筛法^[14]进行粒径分组: 称取100 g风干土样，置于孔径为2 mm，0.25 mm和0.053 mm组成的套筛的最上层，套筛下面的水桶调整其水面高度至最上层筛子里的土样刚好淹没的状态，然后用蒸馏水在室温条件下浸润5 min，团聚体的分离通过上下移动筛子 3 cm，在2 min 内重复 50 次进行，得到>2 mm、 0.25~2 mm、 0.053~0.25 mm以及 < 0.053 mm 4个粒径组分，可分别称为大团聚体、 中间团聚体、 微团聚体和粉+黏团聚体^[15].

微生物生物量碳、 氮: 将不同粒级的土壤团聚体湿度调节至田间持水量的50%，25℃下预培养20 d，然后采用氯仿熏蒸法^[16]测定微生物生物量碳氮含量: 称取相当于烘干土重20 g的湿土，放入100 mL的小烧杯中，连同盛有60 mL左右无酒精氯仿的小烧杯(里面放入少量抗爆沸物质)一起放入真空干燥器内，真空干燥器底部加入少量水和稀碱(1 mol ·L^-1 NaOH). 用真空泵抽成真空，使氯仿沸腾，并持续3 min，关闭真空干燥器的阀门，将真空干燥器放入25℃的培养箱中，保持24 h. 取出氯仿，除尽干燥器底部的碱，再用真空泵反复抽气，直到土壤闻不到氯仿味为止. 加入一定量0.5mol ·L^-1 K₂SO₄溶液(1 ∶2土水比)，振荡30 min(25℃，300 r ·min^-1)，然后在3 000 r ·min^-1下离心5 min，迅速用中速滤纸过滤，滤液中的碳氮浓度立即用 MultiN/C 2100分析仪进行测定. 土壤微生物量碳、 氮以熏蒸和未熏蒸土壤的K₂SO₄提取液中碳、 氮含量的差值除以转换系数(0.38、 0.45)计算得到. 即用以下公式计算其含量:

式中，E_c为熏蒸和未熏蒸样品浸提液测定的有机碳差值； E_N为熏蒸和未熏蒸样品浸提液测定的有机氮差值，0.38和0.45分别为MBC和MBN的转化系数.

采用重铬酸钾氧化法测定土壤有机碳含量^[16]； 凯氏定氮法测定全氮^[16]，硝态氮和铵态氮采用流动注射分析仪(FIAstar 5000)方法盒所提供的分析方法测定； 硫酸-高氯酸消解法测定全磷^[16]，碳酸氢钠法测定速效磷^[16]； 火焰光度法测定速效钾^[16]； pHSJ-4A型酸度计测定pH，其土水比为1 ∶2^[16]； 土壤有效硫采用磷酸盐-乙酸浸提-硫酸钡比浊法测定^[16]； 土壤容重采用环刀(Φ 50.46 mm×50 mm)取样，105℃烘干测定^[16].

MBC及MBN储量采用等质量方法进行计算，计算公式如下:

式中，M_soil为单位面积土壤质量(Mg ·hm^-2)； p_b为土壤容重(g ·cm^-3)； T为土壤深度(m)； T_add为要达到等质量土壤需要另加的亚表层土壤深度(m)； M_soil,equit为最大的土壤质量(Mg ·hm^-2)； M_soil,surf为其他质量小于M_soil,equit的处理的表层土壤质量之和(Mg ·hm^-2)； p_b,subsurface为亚表层土壤容重(g ·cm^-3)，在此实验中为60~70 cm土层的土壤容重； M_element为MBC及MBN储量(kg ·hm^-2)； C_conc为MBC及MBN占全土的含量(mg ·kg^-1)，单位面积上等质量MBC及MBN储量等于表层土壤MBC及MBN储量加上要达到该土壤质量需要另加的土壤深度的MBC及MBN储量.

用SPSS 17.0对各种数据进行分析. 各变量之间的差异显著性采用单因素方差分析(ONE-WAY ANOVA)，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Tamhanes T2进行差异显著性检验. 采用Origin 8.1作图.

图 1为不同土地利用方式下各粒径团聚体MBC含量的剖面分布变化，从中可以看出，土壤各粒径团聚体MBC含量均有随土壤深度增加而减少的趋势，但不同利用方式间仍存在差异. 如图 1(a)所示，坡耕地大团聚体MBC含量的垂直分布现象最明显，除30~40 cm土层外，坡耕地大团聚体MBC含量随土层增加而显著降低. 林地、 撂荒地和果园大团聚体MBC含量主要集中在0~20 cm土层内，显著高于向下的其他土层，20~60 cm土壤深度内各土层间大团聚体MBC含量的差异性减弱或消失. 除40~50 cm土层上各土地利用方式间大团聚体MBC含量差异不显著外，其他土层不同土地利用方式间差异较为明显. 除30~40 cm土层坡耕地最高外，其余各土层均为撂荒地最高，林地在所有土层上均为最低. 在整个0~60 cm的土壤深度内，大团聚体MBC含量平均值为撂荒地(135.86mg ·kg^-1)>坡耕地(65.09mg ·kg^-1)>果园(46.19mg ·kg^-1)>林地(33.01mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，大团聚体MBC平均含量分别增加了39.93% (P>0.05)和97.18% (P < 0.05)； 将坡耕地撂荒后，大团聚体MBC平均含量增加了108.73% (P < 0.05).

图 1

Fig. 1

不同小写字母表示不同深度间差异显著(P < 0.05)，不同大写字母表示不同利用方式间差异显著(P < 0.05)，下同图 1不同土地利用方式下土壤各粒径团聚体MBC含量 Fig. 1 Contents of MBC in each size of soil aggregates for different land use types

图 1(b)为不同土地利用方式下中间团聚体MBC含量. 坡耕地中间团聚体MBC含量随土层增加而显著降低，林地、 撂荒地和果园中间团聚体MBC含量在0~30 cm随土层增加显著降低，而30~60 cm随土层增加变化不大. 不同利用方式间各土层中间团聚体MBC含量差异显著，除20~30 cm及30~40 cm土层分为撂荒地和坡耕地含量最高外，其余土层均为林地最高，果园则在整个土壤剖面上基本上都处于最低水平. 0~60 cm土层中间团聚体MBC含量平均值为林地(72.97mg ·kg^-1)>撂荒地(59.75mg ·kg^-1)>坡耕地(54.10mg ·kg^-1)>果园(37.70mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，中间团聚体MBC平均含量分别减少了48.84%(P < 0.05)和25.85%(P < 0.05). 将坡耕地撂荒后，中间团聚体MBC平均含量增加了10.43%(P>0.05).

如图 1(c)，荒地和果园微团聚体MBC含量随土层加深而显著降低，林地和坡耕地微团聚体MBC含量主要集中在0~10 cm层，显著高于向下的其余各土层，10~60 cm土壤深度内各土层间微团聚体MBC含量的差异性减弱. 除50~60 cm土层上各土地利用方式间微团聚体MBC含量差异不显著外，其他土层不同土地利用方式间差异较为明显. 除30~40 cm及40~50 cm土层微团聚体MBC含量分别以果园和荒地最高外，其余各土层均为林地最高，坡耕地在0~50 cm土层上均为最低. 不同土地利用方式0~60 cm土层微团聚体MBC含量平均值为林地(146.11mg ·kg^-1)>果园(110.88mg ·kg^-1)>撂荒地(96.85mg ·kg^-1)>坡耕地(75.63mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，微团聚体MBC平均含量分别减少了24.11%(P>0.05)和48.24%(P < 0.05). 将坡耕地撂荒后，微团聚体MBC平均含量增加了28.06%(P>0.05).

图 1(d)为4种土地利用方式下的粉+黏团聚体MBC含量，林地和坡耕地在0~40 cm土层差异显著，40~60 cm差异不显著，而撂荒地和果园在0~60 cm的所有土层上均有明显差异. 不同土地利用方式间粉+黏团聚体MBC含量在0~30 cm表现出明显的差异，以林地最高，但30~60 cm差异不显著. 0~60 cm土层粉+黏团聚体MBC含量平均值为林地(141.35mg ·kg^-1)>撂荒地(81.34mg ·kg^-1)>坡耕地(73.94mg ·kg^-1)≈果园(73.59mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，粉+黏团聚体MBC平均含量均约减少了48%(P < 0.05). 将坡耕地撂荒后，粉+黏团聚体MBC平均含量增加了10%(P>0.05).

图 2为不同土地利用方式下各粒径团聚体MBN含量. 各粒径团聚体MBN含量均有随土壤深度增加而减少的趋势，但不同利用方式间仍存在差异. 如图 2(a)所示，林地各土层间大团聚体MBN含量差异不显著，撂荒地、 果园和坡耕地各土层间大团聚体MBN含量差异随土层加深而减小. 撂荒地具有明显的表层富集现象，高达163.93mg ·kg^-1，是其余各层的2.83~8.28倍. 各土层不同土地利用方式间大团聚体MBN含量差异显著，为撂荒地最高. 0~60 cm土层大团聚体MBN含量平均值为撂荒地(61.65mg ·kg^-1)>果园(16.50mg ·kg^-1)>坡耕地(9.49mg ·kg^-1)>林地(5.01mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，大团聚体MBN平均含量有不同程度的增加，分别为林地的2.29 (P < 0.05)和1.89倍(P>0.05). 将坡耕地撂荒后，大团聚体MBN平均含量增加了5.5倍(P < 0.05).

图 2

Fig. 2

图 2 不同土地利用方式下土壤各粒径团聚体MBN含量 Fig. 2 Contents of MBN in each size of soil aggregates for different land use types

4种土地利用方式中间团聚体MBN含量主要集中在0~10 cm土层，显著高于向下的其他土层，10~60 cm土壤深度内各土层间中间团聚体MBN含量的差异性减弱，甚至消失. 各土层不同利用方式间中间团聚体MBN含量差异不显著，均表现为荒地最高，除表层以果园最低外，均为坡耕地最低[图 2(b)]. 0~60 cm土层中间团聚体MBN含量平均值为撂荒地(24.30 mg ·kg^-1)>林地(18.37 mg ·kg^-1)>果园(10.95 mg ·kg^-1)>坡耕地(9.37 mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，中间团聚体MBN平均含量分别减少40.39% (P>0.05)和48.99%(P>0.05). 将坡耕地撂荒后，中间团聚体MBN平均含量增加了1.6倍(P < 0.05).

如图 2(c)所示，林地微团聚体MBN含量随土壤深度的增加而显著降低，果园微团聚体MBN含量的垂直分布较为均匀. 撂荒地微团聚体MBN含量主要集中在0~20 cm层，显著高于向下其余各土层，但20~50 cm各层差异不显著. 坡耕地10~50 cm各层微团聚体MBN含量分布均匀，显著低于0~10 cm土层，但显著高于50~60 cm土层. 除了30~40 cm土层各土地利用方式间差异不显著外，其余各层表现出微弱的差异. 除50~60 cm以果园最高外，其余各层均以林地最高. 0~60 cm土层微团聚体MBN含量平均值为林地(36.33 mg ·kg^-1)>撂荒地(25.63 mg ·kg^-1)>果园(23.24 mg ·kg^-1)>坡耕地(18.06 mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，微团聚体MBN平均含量分别减少了36%(P>0.05)和50.29%(P < 0.05). 将坡耕地撂荒后，微团聚体MBN平均含量增加了41.91%(P>0.05).

林地和坡耕地0~10 cm土层粉+黏团聚体MBN含量显著高于向下其余各土层，在10~60 cm，随土层加深差异性减弱，甚至消失. 撂荒地0~50 cm各层粉+黏团聚体MBN含量差异不显著，而果园在10~60 cm各层粉+黏团聚体MBN含量分布较为均匀. 除30~40 cm土层不同土地利用方式间粉+黏团聚体MBN含量差异不显著外，其余各土层不同利用方式间存在一定差异. 在0~30 cm各土层以林地最高，撂荒地最低，30~60 cm各层以果园最高 [图 2(d)]. 0~60 cm土层粉+黏团聚体MBN含量平均值为林地(25.19 mg ·kg^-1)>果园(18.58 mg ·kg^-1)>坡耕地(15.22 mg ·kg^-1)>撂荒地(10.28 mg ·kg^-1)(P < 0.05). 将林地转变为果园和坡耕地后，粉+黏团聚体MBN平均含量分别减少了26.24%(P>0.05)和39.58%(P>0.05). 将坡耕地撂荒后，粉+黏团聚体MBN平均含量降低了32.46%(P>0.05).

4种土地利用方式下土壤容重、 土壤质量以及要达到等质量土壤需要另加的亚表层土壤深度的数据参见文献[17]. 如图 3(a)所示，不同粒径团聚体MBC储量大团聚体为林地(76.24 kg ·hm^-2)>果园(61.74 kg ·hm^-2)>撂荒地(56.41 kg ·hm^-2)>坡耕地(34.27 kg ·hm^-2)，中间团聚体为林地(221.37 kg ·hm^-2)>撂荒地(164.12 kg ·hm^-2)>坡耕地(125.74 kg ·hm^-2)>果园(91.20 kg ·hm^-2)，微团聚体为林地(211.70 kg ·hm^-2)>撂荒地(204.87 kg ·hm^-2)>果园(169.75 kg ·hm^-2)>坡耕地(136.52 kg ·hm^-2)，粉+黏团聚体为撂荒地(282.71 kg ·hm^-2)>坡耕地(281.23 kg ·hm^-2)>果园(272.76 kg ·hm^-2)>林地(126.03 kg ·hm^-2). 林地开垦为果园后大团聚体、 中间团聚体、 微团聚体以及粉+黏团聚体MBC储量分别降低了14.51、 130.17、 41.95和-146.73 kg ·hm^-2，垦殖为坡耕地后分别降低了41.97、 95.63、 76.18和-155.20 kg ·hm^-2，坡耕地撂荒后分别增加了22.14、 38.38、 69.35和1.48 kg ·hm^-2. 由以上数据可以看出，总体上林地开垦为果园和坡耕地导致团聚体MBC储量降低，而坡耕地撂荒使得团聚体MBC储量升高.

图 3

Fig. 3

不同大写字母表示同一粒径团聚体不同土地利用方式间差异显著(P < 0.05)， 不同小写子母表示同一土地利用方式不同土壤粒径间差异显著(P < 0.05)，下同图 3 不同土地利用方式下0~60 cm土层土壤各粒径团聚体MBC、 MBN储量 Fig. 3 Storages of MBC and MBN in each size of soil aggregates for different land use types from 0 to 60 cm soil depth

如图 3(b)所示，不同粒径团聚体MBN储量大团聚体为撂荒地(27.55 kg ·hm^-2)>果园(21.14 kg ·hm^-2)>林地(13.05 kg ·hm^-2)>坡耕地(5.01 kg ·hm^-2)，中间团聚体为撂荒地 (68.62 kg ·hm^-2)>林地(57.71 kg ·hm^-2)>果园(27.94 kg ·hm^-2)>坡耕地(21.17 kg ·hm^-2)，微团聚体为林地(57.32 kg ·hm^-2)>撂荒地(54.67 kg ·hm^-2)>果园(35.33 kg ·hm^-2)>坡耕地(31.89 kg ·hm^-2)，粉+黏团聚体为果园(67.36 kg ·hm^-2)>坡耕地(63.91 kg ·hm^-2)>撂荒地 (35.29 kg ·hm^-2)>林地(24.55 kg ·hm^-2). 将林地转变为果园，大团聚体、 中间团聚体、 微团聚体以及粉+黏团聚体MBN储量的变化量分别为-8.09、 29.77、 21.98和-42.81 kg ·hm^-2，从总体上看，开垦前后团聚体MBN储量变化非常小； 林地转变为坡耕地，导致团聚体MBN储量总体上呈现为损失，大团聚体、 中间团聚体、 微团聚体以及粉+黏团聚体损失量分别为8.04、 36.54、 25.43和-39.35 kg ·hm^-2. 将坡耕地撂荒后总体上团聚体MBN储量表现为升高，大团聚体、 中间团聚体、 微团聚体以及粉+黏团聚体MBN储量的增加量分别为22.54、 47.45、 22.78和-28.62 kg ·hm^-2.

微生物熵是指MBC占土壤总有机碳的比值，该值越高，土壤碳活性越大，稳定性越差^[18]. 图 4为各土地利用方式下0~60 cm土壤各粒径团聚体微生物熵平均值. 林地大团聚体和粉+黏团聚体的微生物熵平均值分别为0.68%和1.04%，显著低于果园(1.54%和2.09%)和坡耕地(1.57%和3.26%)(P < 0.05)； 林地、 果园及坡耕地中间团聚体微生物熵分别为1.46%、 0.76%和1.83%，微团聚体微生物熵分别为2.44%、 2.47%和2.53%，差异均不显著. 以上数据表明林地开垦为果园和坡耕地后明显提高了大团聚体和粉+黏团聚体土壤有机碳的活性，增强了其供肥能力； 但另一方面，开垦后由于团聚体有机碳稳定性变差，导致有机碳易于分解，因而不利于土壤有机碳的积累. 撂荒地大团聚体、 中间团聚体、 微团聚体以及粉+黏团聚体微生物熵分别为0.67%、 0.46%、 0.89%和1.25%，与坡耕地相比，撂荒地4种粒径团聚体微生物商均显著降低(P < 0.05)，表明耕地撂荒提高了土壤团聚体有机碳的稳定性，从而有利于土壤各粒径团聚体有机碳的蓄积，增强其土壤的碳汇能力.

图 4

Fig. 4

图 4 不同土地利用方式下0~60 cm土壤各粒径团聚体微生物熵平均值 Fig. 4 Mean values of the distribution ratios of microbial biomass carbon in each size of soil aggregates for different land use types

有研究表明，表层土壤微生物生物量变化主要是由凋落物的数量、 质量、 分解率以及水、 热等环境因子的变化而引起的，而影响下层土壤微生物生物量的主要原因是营养元素在土壤中长期积累以及细根的生产和周转^[19]. 因此，即使在同一植被下，不同土层MBC与MBN的含量也不尽相同. 在本研究中4种土地利用方式下各粒径团聚体MBC和MBN含量总体上均呈现为随土壤深度增加而降低的趋势，这主要是因为各土地利用方式下枯枝落叶及植被残体主要积累在土壤表层，当地对坡耕地和果园施加的粪肥与绿肥也是作用在土壤表层，这些新鲜有机质均促进了土壤表层的微生物活性； 随着深度的增加，进入土壤的新鲜有机质越来越少，而且深层土壤通气性差，不利于土壤微生物的生长. 相关分析发现(表 2)，本研究4种土地利用方式下土壤团聚体内MBC与土壤有机碳(SOC)以及MBN与土壤全氮(TN)之间存在显著或极显著的正相关，表明SOC和TN是影响MBC和MBN的重要因素，而4种土地利用方式下土壤各粒径团聚体SOC与TN含量均随土层的加深而降低^[20]. 盛浩等^[21]研究发现稻田土壤MBC含量随土壤深度的加深而急剧下降； 杨凯等^[22]对不同林龄落叶松人工林的研究表明，土壤腐殖质层的MBC与MBN含量高于矿化层，并与土壤有机质和全氮的分布一致，均与本研究结果一致.

表 2(Table 2)

表 2 4种土地利用方式下土壤团聚体内MBC与SOC及MBN与TN的相关性 Table 2 Correlation between MBC and SOC, MBN and TN in soil aggregates under the four land use types 项目 林地 荒地 果园 坡耕地 SOC TN SOC TN SOC TN SOC TN MBC 0.441* 0.449* 0.687** 0.825** MBN 0.561** 0.520** 0.870** 0.753** 1)*表示P < 0.05，**表示P < 0.01

表 2 4种土地利用方式下土壤团聚体内MBC与SOC及MBN与TN的相关性 Table 2 Correlation between MBC and SOC, MBN and TN in soil aggregates under the four land use types

土壤微生物生物量可以综合反映土壤微生物活性强度和有机质的分解过程^[23]. 而土地利用变化在一定程度上也会引起土壤微生物生物量的波动^[24]. 数据分析发现，缙云山不同土地利用方式对土壤团聚体MBC及MBN具有重要影响，这主要是土地利用方式不同引起有机质输入差异所致. 林地每年有大量的凋落物归还土壤，土壤有机质丰富，为微生物提供了丰富的碳源，同时也保持了表层水分含量，更有利于土壤微生物的生长^[25]； 而且林地不受人为扰动，土壤结构适宜^[20]，为土壤微生物提供了良好的生存环境，使之具有较高的土壤微生物生物量. 林地开垦为果园和坡耕地后，虽然在当地有施加粪肥和绿肥的习惯，但由于一方面土壤结构趋于恶化^[20]，土壤微生物生存环境恶劣； 另一方面，由于作物收获和剪枝等活动，使得保存在植物体内的碳被移出土壤，从而导致土壤微生物缺少新鲜有机质的供给； 另外，坡耕地的常年翻耕增加了土壤的通透性，加剧了土壤活性有机质的矿化和分解，并导致表层土壤松软，水土流失严重，以上因素均导致土壤微生物生物量降低. 坡耕地撂荒后，在当地亚热带湿润气候条件下，地表植被恢复为生长旺盛的多年生草本植物，不但每年枯死的地上植物可为土壤微生物提供丰富的营养供给，其根系，尤其是数量众多的细根转化也是土壤微生物有机质的主要来源； 而且坡耕地撂荒后土壤结构得到改善^[20]，因而提高了微生物生物量. 虽然土壤中的碳氮元素具有耦合机制，但林地开垦为果园土壤团聚体MBC储量降低显著，而MBN储量变化却非常小，这可能是由于团聚体内MBC和MBN的影响机制不同所致，还需要进一步的研究. 毛艳玲等^[13]在福建亚热带山地红壤的研究也发现，天然林转变为柑橘园地导致土壤团聚体中MBC含量显著降低，与本研究结果相似.

实验数据还发现，粉+黏团聚体与其他3种粒径的团聚体明显不同: 林地垦殖为果园和坡耕地造成大团聚体、 中间团聚体及微团聚体内MBC和MBN储量的降低，但却使粉+黏团聚体内MBC和MBN储量升高； 坡耕地撂荒导致大团聚体、 中间团聚体及微团聚体内MBN损失，但却使粉+黏团聚体内MBN蓄积. 由于目前这方面的研究还比较匮乏，导致这种差异的原因还不清楚，不同粒径的团聚体，其物理和化学环境存在差异，所以微生物数量和种群差异也很大^[26]. 下一步要对不同土地利用方式下土壤团聚体微生物量属性进行深入研究，以期能够对这个问题有所了解.

各土地利用方式下同粒径团聚体中MBC含量高于MBN含量，其主要原因可能是MBN的释放、 周转较快，其周转速率一般较土壤有机氮快5倍，不利于氮的储存^[12]. 本研究的实验数据表明，MBC和MBN主要分布在0.053~0.25 mm以及<0.053 mm的团聚体中，而文倩等^[10]采用干筛法分离土壤团聚体，发现在内蒙古半干旱地区的林地、 草地和耕地小团聚体中的MBN含量低于大团聚体，但不同粒径团聚体的MBC含量无显著差异^[11]； 毛艳玲等^[13]通过研究亚热带山地红壤不同土地利用方式对土壤团聚体MBC的影响发现，所有土地利用的大团聚体MBC含量远大于微团聚体； 刘敏英等^[12]的研究表明，茶园土壤团聚体中MBC与MBN的分布基本上随团聚体直径的减小而降低，而桉树人工林土壤团聚体中MBC及MBN却随着团聚体直径的减小呈现先增大、 后降低、 再增大、 最后降低的变化趋势，变化较为复杂. 有研究认为大团聚体较小团聚体微生物量多^[27]，但也有研究认为微团聚体中的活动性更高^[28]. 以上研究表明，土壤团聚体中MBC及MBN含量与团聚体粒径的关系比较复杂.

由于土壤微生物在土壤变化过程中反应的灵敏性，微生物熵在部分研究中也被认为是反映土壤质量或健康变化过程的重要指标. 微生物熵主要从分解转化有机碳的能力方面指示土壤有机碳活性特征，该值大表明土壤微生物活性高，容易分解和利用土壤有机碳，通常在 1%~5% 之间变化^[29]. 缙云山4种土地利用方式下各团聚体微生物熵与此相符. 林地和撂荒地各粒径团聚体微生物熵均低于果园和坡耕地，这可能主要是因为果园及坡耕地施加了粪肥和绿肥等有机肥，提高了土壤微生物活性，陈晓芬等^[30]研究了不同施肥处理对红壤水稻土团聚体有机碳、 氮分布和微生物生物量的影响，发现施加有机肥能显著提高土壤微生物熵.

尽管土地利用变化对土壤团聚体MBC具有明显的影响，林地的垦殖行为会造成土壤团聚体MBC储量的降低，而坡耕地的撂荒则会促进土壤团聚体MBC储量的增加，与土地利用变化对土壤团聚体有机碳的影响一致^[20]. 但林地转变为果园和坡耕地，粒径最小的粉+黏团聚体中的MBC储量不但没有减少，反而有所增加，而且其变化量是所有粒径团聚体中最高的，与土壤团聚体有机碳的变化方向及变化量均不一致: 笔者的前期研究结果表明，林地垦殖为果园和坡耕地会导致粒径较大的团聚体更容易损失有机碳^[20]. 因此，在本研究中使用微生物熵作为表达土地利用变化的敏感性指标可能并不合适. 毛艳玲等^[13]通过对福建山地红壤的研究也发现，不同土地利用方式下土壤团聚体MBC的下降幅度小于有机碳，在能否采用微生物熵作为土地利用变化的敏感性指标时，也提出了质疑.

有研究者认为^[31]，在标示土壤过程或土壤健康变化时，微生物熵要比MBC或全碳单独应用有效得多，作为一个比值，微生物熵能够避免在使用绝对量或对不同有机质含量的土壤进行比较时出现的一些问题，从而较为准确地反映土地利用和管理措施对土壤的影响. 但刘守龙等^[32]认为，微生物熵并不能完全代替土壤有机碳来反应土壤质量的变化趋势. 尽管微生物熵反应灵敏且与有机碳变化方向基本一致，但也只有当土壤有机碳的变化刚刚产生或未达到平衡时具有一定的指示作用，即为早期指标. 但当土壤有机碳达到了平衡状态后仍以有机碳总量为指标较好. 本研究中林地为亚热带常绿阔叶自然林，果园和坡耕地均为建国初期由林地垦殖而来，已有五六十年的历史，撂荒地为弃耕14 a的草地(有研究表明^[33]，经过13 a的恢复，撂荒草地的土壤质量可达到对照水平)，因此，4种土地利用方式土壤有机碳可能已达到平衡状态，因而选择土壤有机碳指标来表征土地利用方式的影响更为恰当. 前期的研究结果表明^[20]，缙云山不同土地利用方式对土壤团聚体有机碳具有重要影响: 在0~60 cm的土壤深度内，大团聚体有机碳储量为林地(14.98 Mg ·hm^-2)>撂荒地(8.71 Mg ·hm^-2)>果园(5.82 Mg ·hm^-2)>坡耕地(2.13 Mg ·hm^-2)； 中间团聚体有机碳储量为撂荒地(35.61 Mg ·hm^-2)>林地(20.38 Mg ·hm^-2)>果园(13.83 Mg ·hm^-2)>坡耕地(6.77 Mg ·hm^-2)； 微团聚体有机碳储量为撂荒地(22.44 Mg ·hm^-2)>林地(10.20 Mg ·hm^-2)>果园(6.80 Mg ·hm^-2)>坡耕地(5.60 Mg ·hm^-2)； 粉+黏团聚体有机碳储量为撂荒地(22.21 Mg ·hm^-2)>林地(17.01 Mg ·hm^-2)>果园(16.70 Mg ·hm^-2)>坡耕地(9.85 Mg ·hm^-2). 林地与撂荒地各粒径团聚体内的有机碳储量显著高于果园和坡耕地，表明将林地开垦为果园和坡耕地后，将导致各团聚体组分内有机碳的损失，不利于土壤有机碳的积累； 而坡耕地撂荒则能有效促进土壤各团聚体组分内有机碳的增加，有助于土壤有机碳的恢复和截存.

(1) 4种土地利用方式下，土壤团聚体MBC及MBN含量均随土壤深度的增加而降低，不同利用方式间同一土层相同团聚体中MBC和MBN含量差异性随土壤深度的增加而逐渐减弱.

(2) 林地开垦为果园和坡耕地，导致大团聚体MBC和MBN含量升高，其它粒径的团聚体MBC及MBN含量降低； 坡耕地撂荒后，除粉+黏团聚体MBN含量降低外，其它粒径团聚体MBC及MBN含量均增加.

(3) 从总体上看，林地开垦为果园和坡耕地导致团聚体MBC储量降低，林地团聚体MBN储量与果园接近，但开垦为坡耕地却降低了团聚体MBN储量； 坡耕地撂荒使团聚体MBC和MBN储量均升高. 表明林地的垦殖除对果园团聚体MBN影响非常小外，但却导致团聚体MBC以及坡耕地MBN损失较大； 坡耕地撂荒有利于团聚体MBC及MBN的恢复和蓄积.

(4) 在土地利用转变过程中，土壤团聚体MBC的变化方向和变化量与土壤有机碳并不一致，存在很大的差异，因此，土壤团聚体微生物熵并不适于用来评价该地土地利用变化对土壤的影响.