土地利用变化对土壤有机质影响的研究进展及展望

李娟， 魏甲彬， 杨宁

(湖南环境生物职业技术学院 园林学院，湖南 衡阳 421005)

土地利用变化指人类通过土地利用和土地管理方式的改变，导致土地覆被的变化[1]。其具体表征为地表反射率和粗糙度的改变[2]、植被覆盖和土壤有机碳库的动态变化[3]、地表热量及大气温室气体浓度的变化[4-5]等。土地利用变化的程度随着社会发展，范围不断扩张、强度不断加剧，对土壤有机质(Soil organic matter，SOM)的影响更不言而喻。

SOM是指存在于土壤中的所有含碳有机化合物[6]，包括土壤中动、植物及微生物残体的不同分解、合成阶段的各种产物[7]。SOM是土壤生物生命活动的碳源和能源[6]，能提供生物生长需要的各种营养元素，也能改变土壤的理化、热学及生物活性，对维持土壤质量起着关键的作用[8]：一是对农药、重金属等各种污染物质有吸附降解作用[9]；二是在缓和“温室效应”保证粮食安全方面具有潜在作用，可保持农产品稳定的产量[10]。而土地利用发生变化时，SOM的自然合成与转化受到影响，土壤肥力、环境保护及全球碳循环等方面也会随之改变。

SOM与土地利用变化的相互关系一直是学术界研究的重点。当自然生态系统受到人为干扰转换为农业生态系统后，土壤有机碳库在温带地区降低60%，在热带地区降低75%以上[11]。从宏观角度看，严重的土壤有机碳库缩减可影响“温室效应”与全球粮食安全问题；从微观角度看，SOM减少，会导致土壤退化，耕作层变浅，土壤物理性质降低，不利于土壤水肥气热的协调。因此，了解土地利用变化对SOM影响，可为土壤培肥和改良提供参考。

1 土地利用变化对SOM含量的影响

1.1 土地利用方式变化对SOM含量的影响

土地利用方式主要有三大类：农用地(耕地/林地/草地)、建设用地和未利用地[12]，其中与SOM相关研究主要集中在农用地，且以耕地为主。耕地相对于其它土地利用方式，其SOM的淋失具有典型特征：(1)土壤物理结构破坏，土壤中的水、热、气及生物活性发生改变，SOM氧化矿化过程加快；(2)土壤裸露后，土壤侵蚀加快，SOM淋溶过程也加快[13]。例如由于土地的不合理利用，紫色土的营养性退化，表现为紫色土中缺少SOM与氮[14]。由此，以耕地为参照，分析土地利用方式变化对SOM含量的影响。

1.1.1 其它农用地改为耕地

其它农用地改为耕地后，在传统的耕作条件下，SOM会降低，因为土地覆被发生改变，土壤裸露，SOM易淋失。例如，砍伐原始森林改为耕地过程中SOM含量降低[15]，微生物活性降低，土壤矿化度增强[16]。草地开垦为耕地后有机质含量下降[17]。泥碳与湿地转向耕地后SOM含量下降。天然林转变为坡耕地后，土壤表层有机质含量呈现出较大下降的趋势，次生林转变为农田之后，表层SOM含量降低了33.6%[18]。

1.1.2 耕地改为其它农用地

若采取生态修复措施，即退耕还草/林后，SOM含量会提高。因为林草地郁闭度较高，地上凋落物、根系分泌物及土壤生物的数量及种类慢慢累积，有利于SOM合成，且土壤物理结构逐渐恢复，其水、气、热等情况改善，降低了有机质分解，两个过程促进了有机质的累积[19]。例如，退耕还草10年后，且随时间延长，SOM含量呈现增加的趋势，另外退耕后植被恢复和植被群落演替的进行，物种多样性和生物量也会增加[20]。退耕还林22年后，SOM含量也明显增加，其结果与土壤的物理性质呈现显性相关[21]。

1.1.3 非耕地之间的转变

非耕地具体指草地与林地之间的转变，当草地转为林地后，植被恢复重建，土壤结构、水分和养分均会改善，有利于SOM累积，反之则SOM淋溶加快。非耕地之间的转变会引起土壤层SOM含量的变化，也会改变SOM的活性和稳定性。例如，草地活性SOM含量明显大于林地[22]，而林地土壤团聚体碳和稳定性高于草地[23]。Murray等[24]也提出草地转向造林地有机质含量增加，李正才等[25]提出林地间的转变SOM含量也有明显变化，如次生林转变成集约经营早竹林后，SOM含量也会下降近48.5%。

1.2 土地管理方式变化对SOM含量的影响

土地管理方式的研究大部分集中在农用地(耕地/林地/草地)上，不同用地方式其管理措施不同，对土壤物理化学结构影响的程度也不同。由此，从耕地、林地和草地三方面出发，分析土地管理方式变化对土壤SOM含量的影响。

1.2.1 耕地的管理方式变化

耕地的管理方式主要包括施肥管理、秸秆还田、耕作管理等。长期有机培肥可以增加农作物的直接产量，也能够提高土壤肥力。在祁阳市红壤、吉林省黑土、新疆维吾尔自治区灰漠土三种农田土壤，进行长达16年的施肥对比中发现，有机无机配施能维持和提高SOM含量[26]。在江西省进贤县的红壤水稻土施肥试验表明，0～20 cm的表层土壤中SOM含量表现为单施化肥+早稻施绿肥+晚稻施猪粪+冬季稻草还田>单施化肥+早稻施绿肥+冬季稻草还田>单施化肥>不施肥，即以有机培肥(晚稻施猪粪)的方式有机质含量最高[27]。秸秆还田可以提高有机碳贮量[28]。在山西省忻州市玉米秸秆还田的研究中发现，9年后SOM含量增加0.09%～0.12%[29]。在陕西省三原县进行秸秆还田试验表明，由于有机质矿化量小于累积量，秸秆还田后土壤耕层有机碳贮量显著提高[30]。水旱轮作、水改旱、旱改水等耕作方式可以改变SOM含量。周期性的水旱轮作可协调SOM的腐殖化过程和矿质化过程，提高土壤肥力[31]。水改旱后，旱作土壤通透性增强[32]，水热状况改变[33]，有机质的分解过程加快，SOM含量会下降。而旱改水后，农田普遍存在土壤酸化和土壤贫瘠的问题[34]，由于改变了土壤长期处于淹水的嫌气条件，土壤微生物群落多样性下降且变异大[35]，SOM的输入过程受限，SOM呈下降趋势。例如，杨东方等[36]提出水改旱后，能引起胡敏酸(Humic acid，HA)含量降低，富里酸(Fulvic acid，FA)含量升高，土壤腐殖质中易矿化的SOM组分增加。

1.2.2 林地的管理方式变化

林地的管理方式主要包括采伐间伐期、采伐方式、伐区管理等人为因素。林地采伐后，可引起地上凋落物减少，郁闭度减少，土壤环境温度升高，根系分泌物及土壤生物活性加强，有机质矿化速度加快，SOM减少等，但适度的采伐及合理的伐区管理，不仅可维持土壤有机碳贮量、减缓林地退化，还可以保持林地的可持续利用。例如，对黑龙江省帽儿山林场调查发现，间伐与未间伐林的土壤肥力差异明显，抚育间伐15年后，森林凋落物相对积累较多，且在微生物作用下有机物质的释放和归还提高，土壤肥力相对未间伐林较高[37]。

1.2.3 草地的管理方式变化

草地的管理方式主要包括放牧方式、施肥管理等人为因素。这些管理方式均可改变SOM的输入与分解，影响草地的有机质平衡。放牧方式对草地的影响来源于放牧强度和放牧周期等，适当强度的放牧能刺激草地补偿性生长，但过度放牧或长周期放牧会抑制草地生长，降低生态系统生产力和有机质输入[38]。因此可以采取休耕、轮耕或者适当频次的放牧来维持草地生产力。施加有机肥有助于改善草地物理结构，有效增加有机质含量，但施肥也要考虑碳氮比，碳氮比过高肥效慢，碳氮比过低又会刺激有机质分解。因此草地的管理应采取合理的施肥方式。如马兴旺等[39]提出经过10年的草原修复，松态腐殖质增加，其次是稳态腐殖质，紧态腐殖质增加较少。

2 土地利用变化对SOM组分的影响

SOM组成、结构及存在方式十分复杂，有关SOM的研究总是与其分组特性联系在一起[40]。SOM组分主要集中在以下两方面。一是从物理方面，根据土壤矿质在有机质稳定和周转中的作用，可按团聚体、密度和颗粒进行分组。其中，团聚体可分为大团聚体和微团聚体；密度可分为轻组有机质(Light fraction organic matter，LFOM)和重组有机质(Heavy fraction organic matter，HFOM)[41]；颗粒可分为砂粒、粉粒和粘粒。二是从化学方面，根据腐殖质类物质在酸/碱中的溶解性，分为FA、HA和胡敏素(Humin，HM)[42]；腐殖质与矿物结合的紧密程度可分为3类，即松结合态、稳结合态和紧结合态。目前，许多学者采取物理-化学结合的方法研究SOM组分的数量与性质。

2.1 关于团聚体与化学分组结合方式的SOM组分研究

土壤团聚体是土壤能发挥肥力和环境功能，不同土粒直径的结构单位[1]。不同土地利用方式，土壤团聚体中腐殖质的化学分组和性质不同。由表1可见，同种土地利用方式不同团聚体粒径，无论是耕地、休闲地还是裸地，HA和FA的含量大致趋势表现为随团聚体粒径的减小含量降低[40]，其中粒径<0.053 mm含量最低；Bongiovanni等[43]也提出大团聚体HA和FA的含量大于小团聚体。这说明不同利用方式下，腐殖质表现一致，即随团聚体粒径减小，腐殖质的分解程度增加。另一方面，相同粒径团聚体在不同土地利用方式下，HA和FA的含量上来说耕地>休闲地>裸地，这反映大团聚体对土壤管理措施敏感[1]，且随土地利用的变化，腐殖质可从大团聚体到小团聚体进行再分配。

表1 不同利用方式下土壤团聚体中腐殖质组成Table 1 Composition of humus in soil aggregates under different utilization modes

2.2 关于密度与化学分组结合方式的SOM组分研究

轻组有机质的主要成分为动植物未完全分解的残体、微生物和矿质颗粒[44]。重组有机质为存在于有机无机复合体中的有机质[45]。由表2可见，不同土地管理方式下，以施用有机肥的效果更加明显。另一方面，同种土地管理方式下，长期施用化肥和有机肥，LFOM和HFOM含量均呈现逐年增加趋势。同种土地管理方式下，腐殖质含量为HFOM>LFOM，说明HFOM为土壤有机碳的主要碳库，也可以反映HFOM的稳定性更高[46]。HFOM中腐殖质的差异，窦森等[47]通过比较发现无论是松结合态还是稳结合态的腐殖质，其腐殖质组成均表现为HA>FA。

表2 长期试验土壤轻组和重组腐殖质含量动态变化Table 2 Dynamic changes of light group and reconstituted humus content in long-term test soil

2.3 关于颗粒与化学分组结合方式的SOM组分研究

颗粒分组与团聚体分组的试验方法不同，均可得到稳定的不同粒径的有机质复合体。由表3可见，不同土地利用方式下，从含量上来说，森林与草地表现为砂粒>粉粒>粘粒；农田表现为粉粒>砂粒>粘粒[48]，该结论与赵兰坡等[49]的观点不同，赵兰坡等[49]提出SOM含量表现为粘粒>粉粒>砂粒，可推测该差异具有不确定性。另一方面，分析粘粒、粉粒和砂粒中的腐殖质组成发现，HA+FA的总和表现为粉粒高于粘粒，且HM的浓度大于HA+FA[50]。

表3 不同土地利用方式下颗粒有机碳特征Table 3 Characteristics of particulate organic carbon under different land use patterns

3 结论与展望

当土地利用发生变化时，SOM的自然合成与转化受到影响，SOM数量及组分均发生改变，所以了解土地利用变化对土地有机质影响，可为土壤肥力、环境保护及全球碳循环等方面提供参考。土地利用方式变化主要分为其它农用地改为耕地、耕地改为其它农用地和非耕地之间的改变；土地管理方式变化主要分为耕地管理、林地管理和草地管理，这些因素均会影响SOM数量的变化。大部分研究表明其它农用地改为耕地后有机质会降低，而采取修复措施退耕还草或还林，有机质会逐年提高，且合理的土地管理方式能促进有机质的提高，但这些土地利用变化均属于静态的横向比较来对比SOM的变化，而忽视了动态的纵向时间变化，没有具体分析土地利用变化的时间跨度对SOM数量的影响。因此需要采取长时间的方式监测土地利用变化对SOM含量的动态变化特征。

而土地利用变化后SOM组分的也会随之改变，结合土地利用方式和土地管理方式分析对不同团聚体、不同密度、不同颗粒和不同化学SOM组分中SOM数量及特性的研究。现有的研究主要涉及到耕地、林地、草地等土地利用方式及管理方式的变化对SOM组分的影响。但由于物理分组与化学分组结合方式测定SOM数值存在不确定性，SOM组分的特征没有统一规律。因此需要采取多种方法、增加试验数量的方式来提高土地利用变化对SOM组分影响结果的精度。