土壤有机碳(SOC)是土壤的重要组成部分，不但是土壤质量的重要基础，在全球碳循环中也起着至关重要的作用。地表土壤大约含有2500 Pg的碳，其中1550 Pg为SOC库^[1]。土地利用方式的变化不仅直接改变SOC的含量和分布，而且还通过影响SOC形成及转化的因子而间接改变SOC的含量与分布^[2]，并因而对大气CO₂浓度产生重要影响^[3]。在土壤有机碳背景值很大的情况下，利用总有机碳来评价土地利用或管理方式的变化对土壤碳动态的影响是非常困难的^[4]，因此，对土地利用或管理措施变化更为敏感的有机碳组分研究在近年来得到很大重视，而物理分组技术由于基本不改变有机碳原有的性质而得到广泛应用^[5]。Six等^[6]根据不同的土壤有机质保护机制，利用物理分组技术把SOC分成3个不同的概念库：活性非保护有机碳、物理保护有机碳和惰性的化学及生物化学保护有机碳，从而为详细的模型初始化及赋值提供基础数据。

近年来，国内关于土地利用变化对SOC的影响开展了大量的研究工作，并取得了较为丰硕的研究成果，但这些研究主要集中在土壤总有机碳^[7]、活性有机碳^[8]或土壤团聚体有机碳^[9]等方面，但利用物理分组技术旨在分离与概念性有机质模型库相关组分的研究还非常少见。目前国内有研究者利用这套物理分组技术研究了不同施肥处理对SOC组分的影响，比如Huang等^[10]研究了中国亚热带地区红壤长期施肥下对土壤有机碳物理组分的影响，发现土壤有机碳库向微团聚体的转变有利于土壤有机碳的长期截存，微团聚体保护碳可作为评估长期施肥对红壤有机碳储存的良好指标；黄山等^[11]采用土壤有机碳物理分组技术，研究了东北黑土稻田转换为旱地后土壤有机碳及其组分的响应特征，发现稻田土壤比旱地更具固碳潜力，其优势主要体现在土壤中包裹态颗粒有机质和矿物结合有机质组分碳的富积；徐江兵等^[12]对长期施肥条件下旱地红壤水稳性团聚体进行物理分组，发现有机肥的施用显著提高了红壤团聚体中各物理组分的含量，并降低了土壤大团聚体的周转。缙云山位于我国西南地区的重庆市，是国家级自然保护区，也是许多国家级珍稀濒危保护植物的生长地，保护区内土地利用方式多样。本文以缙云山为研究对象，借助物理分组技术，探讨亚热带常绿阔叶林、果园、坡耕地以及撂荒地4种不同土地利用方式下土壤各有机碳组分的分布状况，从而为有效的土地管理措施提供理论依据。

缙云山位于重庆市境内，东经106°22′，北纬29°49′，海拔高度为350—951.5 m，属于亚热带季风湿润性气候，年均气温13.6 ℃，年均降水量为1611.8 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，土地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。林地表层土壤有机碳含量为22.89 g/kg，全氮含量为1.67 g/kg，碱解氮为171.38 mg/kg，硝态氮为16.06 mg/kg，铵态氮为6.13 mg/kg，全磷为140.30 mg/kg，有效磷为7.10 mg/kg，有效硫为139.04 mg/kg，速效钾为81.49 mg/kg，pH值为3.95，土壤容重为1.07 g/cm³。

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4种土地利用方式，其中林地为亚热带常绿阔叶林，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)；坡耕地为玉米地；果园为枣树和桔子种植园；撂荒地为弃耕多年的坡耕地，地面植被为生长旺盛的杂草，无灌木和乔木。每种土地利用类型选择3个样地，每个样地设置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，将各个样地的土样按照层次进行分层混合，然后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。

依照Six等^[6]的方法对土壤有机质进行物理分组(图 1)。首先，取30 g风干并过2 mm筛的土样置于250 μm筛上，并在过筛时加入50颗直径为4 mm的玻璃珠。为避免微团聚体被玻璃珠进一步破坏，在筛上冲入持续稳定的水流并将微团聚体冲刷到53 μm筛上。待大团聚体完全破坏后，留在250 μm筛上的即为粗颗粒态有机质(cPOM)(>0.25 mm)，然后再采用常规的湿筛法分离微团聚体和粉+黏颗粒(s+c)。所有组分在50 °C 下烘干并称重。

微团聚体的密度分组方法改良自Six等^[13]。取5 g 110 °C下烘干的微团聚体，冷却到室温后加入到离心管中，倒入35 mL密度为1.85 g/cm³的NaI，并用手慢慢地摇10次，用10 mL NaI冲洗残留在离心管盖子和壁上的残渣，然后再将其放入138 kPa的真空干燥器中10 min。取出静置20 min后，在20 °C下离心60 min(1250 g)。离心后的悬浮物用20 μm的滤膜抽滤，得到的即为细颗粒态有机质(fPOM)。离心管底部的重组用50 mL去离子水冲洗两次后，加入30 mL 0.5%的六偏磷酸钠，振荡18 h，然后过53 μm筛，留在筛上的为微团聚体内颗粒有机质(iPOM)，筛出的为微团聚体内的粉+黏颗粒(s+c_m)。所有组分均在50 °C下烘干称重。

图1 土壤有机质物理分组框架图 (根据Six等[6]修改) Fig.1 Physical fractionation scheme (modified after Six et al.[6]) cPOM(coarse particulate organic matter)：粗颗粒有机质，fPOM (fine particulate organic matter)：细颗粒有机质，iPOM (intra-microaggregate particulate organic matter)：微团聚体内颗粒有机质，s+c_m (silt and clay within microaggregates)：微团聚体内粉+黏颗粒，s+c (silt and clay)：粉+黏颗粒，HF (heavy fraction)：重组，HMP：六偏磷酸钠

图选项

全土以及分组后的物理组分土壤样品由于不含碳酸盐，采用干烧法测定全土以及各有机质组分中的SOC含量，所用仪器为Multi N/C 2100分析仪(德国耶拿)。各个组分的质量以及有机碳含量的结果用于有机质组分含量、有机碳含量及分配比例的计算，其计算公式如下：

各有机质组分含量(%)=各有机质组分质量/土壤质量×100

各有机质组分有机碳含量(g/kg)=各有机质组分自身有机碳含量(g/kg)×各组分含量(%)

各有机质组分有机碳的分配比例(%)=各有机质组分有机碳含量/SOC×100

敏感性指标^[14]=(变量最大值-变量最小值)/ 变量最小值

用SPSS19.0对不同土地利用方式之间以及同一土地利用方式不同土壤深度之间的各有机质组分含量、SOC含量及其分配比例进行方差分析(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。

图 2为不同土地利用方式下4种土地利用方式土壤SOC及有机质组分中有机碳的含量。不管土层如何，s+c组分有机碳与cPOC含量最高，fPOC居中，而s+c_m组分有机碳及iPOC含量最低。

图2 不同土地利用方式下土壤有机碳组分含量 Fig.2 The contents of soil organic carbon fractions of the different land uses 图中小写字母表示同一土壤深度不同土地利用类型下土壤有机碳组分在5%水平上的差异性；大写字母表示同一土地利用类型不同土壤深度下土壤有机碳组分在5%水平上的差异性

图选项

在0—10 cm土层，林地SOC含量显著高于其他3种土地利用方式(图 2)，而在向下的各个土层则均为撂荒地最高，林地次之。在整个0—60 cm土层，SOC含量为撂荒地(14.90 g/kg)>林地(9.02 g/kg)>果园(3.27 g/kg)>坡耕地(2.58 g/kg)。果园和坡耕地的SOC含量分别比林地减少了63.74%和71.40%(P<0.05)，说明林地垦殖为果园和坡耕地后造成了土壤碳的损失；而撂荒地SOC含量比坡耕地高出了477.52%(P<0.05)，说明将坡耕地撂荒后，有利于土壤中有机碳的恢复和积累。

除撂荒地外，其它3种土地利用方式下粗颗粒态有机碳(cPOC)均呈现出明显的垂直递减的剖面分布特征。土地利用方式对cPOC具有非常明显的影响，在0—60 cm的所有土层上不同土地利用方式间的cPOC含量均达到显著差异：在0—10 cm土层，林地的cPOC含量(10.49 g/kg)最高，其次为撂荒地(5.13 g/kg)和果园(2.66 g/kg)，坡耕地(0.89 g/kg)最低；而在20—60 cm的各个土层则为撂荒地最高，其次是林地，果园和坡耕地最低。在整个0—60 cm土壤深度内cPOC的平均含量为撂荒地(5.17 g/kg)>林地(3.14 g/kg)>果园(0.93 g/kg)>坡耕地(0.51 g/kg)(图 2)。

4 种土地利用方式下土壤细颗粒态有机碳(fPOC)、微团聚体内颗粒有机碳(iPOC)、s+c_m组分有机碳及s+c组分有机碳含量均随土壤深度的增加而降低，并表现出明显的垂直分层现象(图 2)。在0—10 cm土层，这4种组分有机碳含量均为林地显著高于其它3种土地利用方式，而在10—60 cm的各个土层则是撂荒地最高，林地次之。在0—60 cm的所有土层上fPOC和s+c_m组分有机碳含量均为坡耕地最低，而iPOC含量最低的是果园；除0—10 cm及20—30 cm土层外，其它土层中果园和坡耕地的差异并不大。在0—60cm的土壤深度内fPOC含量为撂荒地(2.36 g/kg)>林地(1.61 g/kg)>果园(0.27 g/kg)>坡耕地(0.10 g/kg)，iPOC为撂荒地(0.42 g/kg)>林地(0.33 g/kg)>坡耕地(0.12 g/kg)>果园(0.10 g/kg)，s+c_m组分有机碳为撂荒地(0.59 g/kg)>林地(0.42 g/kg)>果园(0.24 g/kg)>坡耕地(0.08 g/kg)，s+c组分有机碳为撂荒地(6.36 g/kg)>林地(3.53 g/kg)>坡耕地(1.77 g/kg)≈果园(1.73 g/kg)。

由试验结果可以看出，上述5种有机碳组分的含量的高低顺序大致均为撂荒地、林地、果园、坡耕地。除s+c组分有机碳含量在坡耕地与果园间的差异不显著外，不同土地利用方式间这4种组分有机碳的差异均达到显著水平(P<0.05)，表明林地转换为果园和坡耕地将导致这5种组分有机碳含量显著降低，而坡耕地撂荒则有助于其恢复和升高。

图 3为不同土地利用方式下土壤有机碳组分的碳分布。4种土地利用方式下s+c组分有机碳分配比例最高，平均占土壤总碳库的53.97%，其次是cPOC，分配比例为28.26%，s+c_m组分有机碳与iPOC的分配比例最低，分别为土壤总碳库的4.46%和3.05%。

4 种土地利用方式下cPOC分配比例在0—60 cm深度内的剖面分布趋势不尽相同(图 3)。林地和果园cPOC分配比例随着土壤深度的增加而减小，而撂荒地和坡耕地则相反，随土壤深度的增加而增大。不同土地利用方式对cPOC分配比例的影响显著，坡耕地在0—60 cm的所有土层上均最低，除0—10 cm土层林地最高外，其余土层均为撂荒地最高。在整个0—60 cm土壤深度内，cPOC分配比例的平均值为撂荒地(35.09%)>林地(31.69%)>果园(25.49%)>坡耕地(20.76%)。林地垦殖为果园和坡耕地后显著降低了cPOC分配比例(P<0.05)，而坡耕地撂荒则导致cPOC分配比例有了一个显著的升高(P<0.05)。

图3 不同土地利用方式土壤有机碳组分分配比例 Fig.3 The ratios of soil organic carbon fractions of the different land uses

图选项

除坡耕地fPOC分配比例随土壤深度的增加而降低不是很明显外，其它3种土地利用方式均表现为随土壤深度的增加而显著降低(图 3)。不同土地利用方式间fPOC分配比例差异显著，坡耕地在0—60 cm的所有土层上均最低，除0—10 cm土层撂荒地最高外，其余土层均为林地最高。在整个0—60 cm土层，fPOC分配比例与cPOC相似，林地(15.67%)和撂荒地(15.22%)要显著高于果园(6.31%)和坡耕地(3.83%)，与林地相比，果园和坡耕地大大降低了fPOC的分配比例，而坡耕地闲置为撂荒地则促使fPOC分配比例增大。

4 种土地利用方式下iPOC的分配比例均呈现出随土壤深度的增加而减小的趋势(图 3)，不同土地利用方式间iPOC的分配比例差异显著，在0—30 cm深度内的各个土层上iPOC比例要显著高于其它3种土地利用方式，而在30—60 cm的各土层上则为林地最高。在整个0—60 cm土层内，iPOC分配比例的平均值为坡耕地(3.81%)>林地(3.31%)>撂荒地(2.79%)>果园(2.29%)。

4种土地利用方式下s+c_m组分有机碳分配比例总体上表现为随土壤深度的增加而降低，但林地的这种变化趋势并不是很明显(图 3)。在0—60 cm的所有土层上s+c_m组分有机碳分配比例均为果园最高，而坡耕地最低。单因素方差分析表明，不同土地利用方式间s+c_m组分有机碳分配比例差异显著，尤其是在0—30 cm土层内差异更加明显。在0—60 cm土层内，s+c_m组分有机碳分配比例平均值为果园(6.71%)>林地(4.40%)>撂荒地(3.91%)> 坡耕地(2.83%)。

与其它4种有机碳组分不同，s+c组分有机碳分配比例呈现为随土壤深度的增加而升高的趋势，尤其是林地和果园这种趋势更加明显(图 3)。土地利用方式对s+c组分有机碳分配比例的影响显著，在0—60 cm的所有土层，坡耕地的有机碳分配比例最高，其次是果园，撂荒地在0—30 cm土层高于林地，而在30—60 cm土层则低于林地。在整个0—60 cm土层，s+c组分有机碳分配比例为坡耕地(68.77%)>果园(59.19%)>林地(44.94%)>撂荒地(42.99%)。与cPOC及fPOC不同，林地转变为坡耕地和果园导致s+c组分有机碳比例分别提高了53.03%和31.71%(P<0.05)，而将坡耕地撂荒则使得s+c组分有机碳比例降低了37.49%(P<0.05)。

表 1为不同土地利用方式下0—60 cm各土层不同有机碳组分的敏感性分析，可以看出，在各个土层中，fPOC含量对土地利用变化的响应都要远大于其它有机碳组分。在整个0—60cm土壤深度内，不同有机碳组分对土地利用变化的敏感性为fPOC(22.02)> s+c_m(6.33)> SOC(4.77)> cPOC(4.58)> iPOC(3.14)> s+c(2.68)，表明fPOC对土地利用方式的改变最为敏感，而s+c组分有机碳含量对土地利用变化的敏感性最差，因此fPOC可作为评估土地利用变化对土壤有机碳库影响的良好指标。

土地利用及土地利用方式变化对土壤有机碳有较大的影响^[15]，而植被物种的组成，土地利用类型以及管理措施都会影响到土壤有机碳的质量、数量和周转^[16]。本研究结果表明，在整个0—60 cm的土壤深度内，土壤总有机碳及其各组分有机碳含量的高低顺序大致均为撂荒地、林地、果园及坡耕地，林地转变为坡耕地或果园后，土壤有机碳含量大幅下降，而将坡耕地闲置为撂荒地后，土壤有机碳得以恢复和增加。林地和撂荒地由于没有人类活动的干扰，地表的植被凋落物可通过分解补充土壤碳库；而且林木和草本植物根系的转化也是土壤碳的主要来源^[17]；但林地由于位于土壤表层之下的树木根系粗大，难于分解，土壤有机质来源缺乏，从而导致含量较低，而撂荒地草本植物的根系特别是细根分布较浅，根系的腐解转化快，从而在0—60 cm的整个土壤剖面上土壤碳含量都比较高^[18]。果园周围居住的大多为山地农民，由于运输不便以及经济落后等原因，这些居民依靠果树的剪枝作为薪柴的主要来源，再加上果实的收获等，使得果园的土壤碳含量比林地低。坡耕地由于常年翻耕，土表松软，水土流失严重，致使伴随于其中的有机碳流失严重；并且人为翻耕增加了土壤的通透性，加剧了土壤有机碳的矿化；而且由于作物的收获，致使植物中的碳不能还田，这些原因都导致坡耕地不利于土壤碳的积累。

根据Six等^{[6, 19]}提出的概念模型，cPOC和fPOC构成的碳库可定义为非保护有机碳库，主要受土壤有机质输入的影响^[20]，具有较强的生物活性；iPOC为闭蓄在微团聚体内部的物理保护有机碳库，是土壤中相对活跃的有机碳库^[21]；<53 μm的粉+黏颗粒有机碳组成了化学保护有机碳库(微生物来源的腐殖酸较多，并与黏粒结合)，分解慢，有利于长期保存^[22]。由表 2可以看出，物理保护有机碳库最小，约占土壤总有机碳的3%左右；林地和撂荒地作为非人类干扰的自然生态系统，土壤有机质来源比较丰富，非保护有机碳库最大，占土壤总有机碳的50%以上；果园和坡耕地作为受人类活动强烈干扰和影响的人工生态系统，由于土壤有机质来源缺乏及其自身碳的流失，非保护有机碳库迅速降低，而化学保护有机碳库最大，占到土壤总有机碳的60%—70%多。Besnard等^[23]用¹³C自然丰度技术发现，游离态颗粒有机质(即团聚体间颗粒有机质)与闭蓄态颗粒有机质(即团聚体内颗粒有机质)在C与N含量、C/N、形态及δ¹³C在森林土壤中均无显著差异，但在耕作土壤中却有显著差异，研究者认为封闭在50—200 μm微团聚体内的颗粒有机质的周转时间比在其它位置的颗粒有机质更长，所以，干扰较少的土壤由于团聚体对土壤有机质的保护作用，比受干扰的土壤能积累更多的易变性有机碳，与本文的研究结果一致。cPOC和fPOC作为活性有机碳可以直接参与土壤生物化学过程，同时也是土壤生物活动的能源和土壤养分的驱动力^[24]。因此，林地和撂荒地土壤有机碳的活性远远大于坡耕地及果园，具有更高的土壤肥力。

土地利用变化对土壤有机碳有较大影响，相比于总有机碳，非保护有机碳库变化更大，而物理保护和化学保护有机碳库变化则要小一些(表 2)。在林地转变为坡耕地与果园时，非保护有机碳库分别降低了87.16%和74.74%，而在坡耕地弃耕为撂荒地后，非保护有机碳库则增加了11.34倍。因此在土地利用转变过程中，随着有机质输入的增加或减少，土壤中非保护有机碳库也会迅速的升高或降低。Kbl和Kgel-Knabner^[25]发现与游离态颗粒有机碳相比，闭蓄态颗粒有机碳含有更多的烷基碳(即碳化合物的长链如酸、油脂、角质酸、蛋白质和缩氨酸)和较少的氧-烷基碳(如碳水化合物和多糖)，表明在游离态颗粒有机碳转变为闭蓄态颗粒有机碳过程中，存在易分解碳水化合物选择性分解和惰性的长链碳的保护现象。Golchin等^[26]发现在耕作土壤中，由于团聚体的持续破坏，导致有机质的矿化作物使易利用的氧-烷基碳优先损失，可能这也是本研究中林地垦殖为坡耕地和果园后非保护有机碳库快速降低的一个重要原因。不同组分有机碳分布的转变可通过土壤有机碳化学成分的变化反映出来^[18]，本文的试验结果表明在坡耕地在弃耕撂荒时fPOC的上升幅度大于iPOC，由此推断在这个转变过程中应该伴随着氧-烷基碳的富集。

Christensen^[27]研究发现在长期耕作的旱田里，其耕层土壤中非复合组分占总有机碳的比例通常低于10%，Sleutel 等^[20]发现在比利时两块农田的表层土壤(0—20 cm)中，cPOC与fPOC合起来占土壤总有机碳的比例为5%—14%，Kbl 和 Kgel-Knabner^[25]也发现对砂至壤土，这两个组分占土壤总有机碳的比例为2.5—13.4%。但本研究中坡耕地表层土壤(0—20 cm)中这两种组分占土壤总有机碳比例的和约为20%，比以上的研究结果要高。fPOC即自由轻组有机碳，主要来源于不同分解阶段的植物残体，真菌的菌丝和孢子、种子、动物残体、微生物残骸等^[28]，对土壤有机质周转有重要作用，是植物养分的短期储存库，具有较高的易变性^[29]，是土壤中不稳定有机碳库的重要组成部分^[30]。本研究发现fPOC作为活性碳组分对土地利用变化最敏感，其敏感性指标远远高于其它有机碳组分。Sleutel 等^[20]也认为fPOC可作为农田管理措施变化对碳库影响的良好指标，但是fPOC的敏感性随着管理措施的变化也在发生着改变。他们在比利时的一个长期野外试验站，发现在低有机质输入的情况下，随着农田厩肥施用量的增加，fPOC占总有机碳的分配比例也呈现出明显的随之升高趋势，但在高有机质输入下(从每4年40 t厩肥+40 t NKP化肥处理到每4年80 t厩肥处理)，其分配比例没有进一步的显著性的升高，从而表明这类非保护性碳库可以变得饱和。另外，Carter等^[31]在加拿大渥太华的沙壤土的一个研究发现轻组有机碳的分配比例在添加厩肥的处理下(50 t/hm²每季作物)高于不添加厩肥的处理，但是在50 t/hm²处理与100 t/hm²处理之间没有发现持续的升高趋势，从而证明该活性组分对管理方式有不同的响应。

本研究发现不同土地利用方式下iPOM含量远高于fPOM，在整个0—60 cm土壤深度内，4种土地利用方式下iPOM含量分别为林地16.66%，撂荒地5.24%、坡耕地4.14%和果园3.54%；而土壤中fPOM含量非常低，在0.27‰—2.12‰之间，但iPOC的分配比例却显著低于fPOC(图 3)，表明有机质组分自身的碳浓度在其中发挥了重要作用。该结果与Elliott^[32]的研究相反，他认为团聚体组分中有机碳的分布主要是受该组分含量的控制，但我们的研究结果与Del Gald等^[33]相似，他们发现牧场中53—250 μm土壤组分有机碳分配比例比原始草原低38%，但其组分含量两者之间却没有显著差异。而且，Sleutel 等^[20]也发现与对照(不施厩肥)相比，施加厩肥后的确可以提高iPOC的分配比例，但对iPOM的含量却没有明显影响。Six等^[6]以及Huang等^[10]通过研究发现，iPOC对生态系统变化敏感，受土地利用变化及土地管理方式(例如耕作方式、施肥)的强烈影响。但我们的研究发现iPOC的敏感性指标非常低(表 1)，对土地利用变化并不敏感，这可能与不同的土壤类型或者气候条件有关。

<53 μm土壤组分有机碳含量相对较高，但对土地利用变化并不敏感，其变化幅度甚至低于SOC(表 2)，与Sleutel等^[20]的研究一致，即随着厩肥施用量的增加，<53 μm土壤组分有机碳含量及其分配比例均得到提高，然而增加幅度却远低于土壤总有机碳。徐江兵等^[12]通过对旱地红壤表层(0—15 cm)有机碳物理分组发现，矿物结合态有机碳(即本文中的s+c_m组分有机碳)是土壤有机碳的主要组成部分，占总有机碳的76%—85%，但在本研究中s+c_m组分有机碳占土壤总有机碳的分配比例却非常低，在坡耕地0—20 cm土层中约为4%，这种研究结果上的差异也许是由于不同的土壤类型所致，本研究中的坡耕地为黄壤，而徐江兵等^[12]的土壤类型为红壤。然而，具体原因还有待于进一步的研究。

(1) 林地及撂荒地SOC及其各组分碳含量都显著高于果园和坡耕地，说明林地开垦将会造成土壤中碳的流失，而坡耕地撂荒后则有助于碳的恢复和截存；

(2) 林地和撂荒地中活性较强的cPOC及fPOC的有机碳分配比例较高，而果园和坡耕地中受化学保护的粉+黏颗粒有机碳分配比例较高，说明林地和撂荒地SOC的活性高于果园和坡耕地，从而具有更高的土壤肥力；

(3) fPOC对土地利用方式的变化比SOC及其它组分更敏感，可作为评估土地利用变化对土壤有机碳库影响的良好指标。