土地利用方式對土壤活性有機(jī)碳影響的研究進(jìn)展

張仕吉，項文化

（中南林業(yè)科技大學(xué) 生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，湖南 長沙 410004）

土地利用方式對土壤活性有機(jī)碳影響的研究進(jìn)展

張仕吉，項文化

（中南林業(yè)科技大學(xué) 生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，湖南 長沙 410004）

在土壤有機(jī)碳庫中，土壤活性有機(jī)碳對物理、化學(xué)等干擾因素響應(yīng)最為敏感，在養(yǎng)分循環(huán)中起著重要的作用，土地利用方式的變化是引起土壤活性有機(jī)碳的變化最主要原因之一。研究不同土地利用方式下土壤活性有機(jī)碳不同組分的動態(tài)變化，對調(diào)控土壤養(yǎng)分流、維持土壤肥力和完善碳循環(huán)的動態(tài)平衡機(jī)制具有十分重要的意義。綜述了土壤活性有機(jī)碳的定義、組分及不同土地利用方式對土壤活性有機(jī)碳多種組分影響的研究進(jìn)展，并提出今后應(yīng)加強(qiáng)的研究方向，以期為土壤養(yǎng)分管理和土地合理開發(fā)利用提供科學(xué)依據(jù)，為進(jìn)一步開展土壤有機(jī)質(zhì)退化機(jī)理研究奠定基礎(chǔ)。

土地利用方式；土壤活性有機(jī)碳；易氧化有機(jī)碳；水溶性有機(jī)碳；微生物量碳；可礦化碳；綜述

土地利用方式的變化不僅直接改變土壤有機(jī)碳的含量和分布，而且還通過影響土壤有機(jī)碳形成、轉(zhuǎn)化的因子而間接改變土壤有機(jī)碳的含量與分布[1]，如通過影響土壤有機(jī)碳的分解速率，進(jìn)而影響土壤有機(jī)碳的儲量[2]。土壤有機(jī)碳庫中不同組分對土地利用方式的響應(yīng)和敏感度不同。其中，土壤活性有機(jī)碳對各種干擾因素的響應(yīng)最為敏感，而且在養(yǎng)分循環(huán)過程中起著重要作用[2]。土地利用方式的變化是引起土壤活性有機(jī)碳的變化最主要原因之一[3]，盡管土壤活性有機(jī)碳的含量很小及其占土壤有機(jī)碳總量的比例也極小，但它不僅能反映土壤有機(jī)碳庫總量微小的變化，而且直接參與土壤生物化學(xué)轉(zhuǎn)化過程，也是土壤微生物活動的碳源和土壤養(yǎng)分流的驅(qū)動力[4]，對土壤養(yǎng)分的生物有效性及其循環(huán)轉(zhuǎn)化具有十分重要的作用，且與土壤的碳源/匯功能密切相關(guān)[3]。因此，深入研究不同土地利用方式下土壤活性有機(jī)碳各組分的動態(tài)變化特征，對調(diào)控土壤養(yǎng)分流、維持土壤肥力以及完善碳循環(huán)的動態(tài)平衡機(jī)制具有十分重要的意義。本研究根據(jù)已有的研究文獻(xiàn)對這方面的研究進(jìn)行綜述，并提出今后應(yīng)加強(qiáng)的研究方向，以期為管理好土壤養(yǎng)分和合理開發(fā)利用土地提供科學(xué)依據(jù)，為進(jìn)一步開展土壤有機(jī)質(zhì)退化機(jī)理研究奠定基礎(chǔ)。

1 土壤活性有機(jī)碳的概念

隨著對土壤碳庫研究逐漸深入，土壤碳庫中的活性有機(jī)碳也成為了研究的熱點[3，5]。但到目前土壤活性有機(jī)碳還沒有一個統(tǒng)一的、嚴(yán)格的、確切的定義[6]。國內(nèi)外眾多學(xué)者根據(jù)自己的研究目的和方法提出了不同的定義。如：Janzen等[7](1992)認(rèn)為活性有機(jī)碳即土壤有機(jī)碳中具有活性的部分，是指土壤中有效性較高、容易被土壤微生物分解和礦化的、對植物養(yǎng)分供應(yīng)有最直接影響的有機(jī)碳。Johns等（1994）[8]認(rèn)為活性有機(jī)碳是指能夠被土壤微生物利用作為能源及碳源的土壤有機(jī)碳。Blair等（1995）[9]卻指出活性有機(jī)碳是土壤中容易被氧化分解的有機(jī)碳，是指在室溫下能被1 mol?L-1K2СrO4與濃硫酸的混合液氧化的土壤有機(jī)碳。Lefroy等（1996）[10]研究發(fā)現(xiàn)能被333 mmol?L-1KMnO4氧化的有機(jī)碳在種植作物時變化最大，因此將能被333mmol?L-1KMnO4氧化的有機(jī)碳稱為活性有機(jī)碳（Labile organic carbon，LOС），不能被氧化的稱作非活性有機(jī)質(zhì)(Non-labile organic carbon，NLOС)。Whitbread等(1998）[11]提出活性有機(jī)碳包括了眾多游離度較高的有機(jī)物碳，如植物殘茬、根類物質(zhì)、真菌菌絲、微生物量及其滲出物如多糖等。Needelman等（1999）[12]認(rèn)為土壤活性有機(jī)碳是土壤中易被微生物利用和轉(zhuǎn)化的有生命和無生命有機(jī)物質(zhì)的多相混合體。沈宏等(1999)[13]和楊麗霞等(2004)[14]提出土壤活性有機(jī)碳是指在一定的時間和空間條件下，受植物、微生物影響強(qiáng)烈、具有一定溶解性、在土壤中移動較快、不穩(wěn)定、易氧化、易分解、易礦化，其形態(tài)、空間位置對植物、微生物具有較高活性的土壤有機(jī)碳。張甲紳等（2000）[15]指出活性有機(jī)碳是指土壤中在室溫和天然pH值條件下能溶于水相的有機(jī)碳組分?？梢?，土壤活性有機(jī)碳的概念表述仍比較混雜，這可能是限制該研究領(lǐng)域發(fā)展一個因素[16]。

2 土壤活性有機(jī)碳的組分及各組分對土地利用方式的響應(yīng)

在最近的土壤活性有機(jī)碳研究中，不同學(xué)者依據(jù)自己研究的需要和測定的方法采用不同的組分表征土壤活性有機(jī)碳，常用的描述術(shù)語有：有效碳[6]、可溶性有機(jī)碳[17]、易氧化有機(jī)碳[9]、可礦化有機(jī)碳[6]或生物可降解有機(jī)碳[18]、活性碳[19]、微生物量碳[19]、輕組有機(jī)碳[7]。Janzen等[7]指出，輕組有機(jī)碳（LFOС）與土壤呼吸速率和微生物N含量密切相關(guān)，因此，LFOС基本上體現(xiàn)了土壤活性有機(jī)碳。Biederbeck等[20]認(rèn)為，易氧化有機(jī)碳（LOС）、輕組有機(jī)碳（LFOС）和微生物量碳（MBOС）代表了不同程度的活性有機(jī)碳，它們之間的關(guān)系為：LOС=?104 + 0.08MBOС + 0.05LFOС（r2= 0.79，P= 0.01）。吳建國等[21]根據(jù)土壤顆粒的容重（即物理分組法）將土壤有機(jī)碳庫分為輕組有機(jī)碳、重組有機(jī)碳和顆粒有機(jī)碳。王清奎等[22]和吳小丹等[23]提出活性有機(jī)碳是土壤質(zhì)量的重要組成部分，主要包括溶解性有機(jī)碳、微生物生物量碳和輕組有機(jī)碳。文炯等[24]認(rèn)為，生物量有機(jī)碳、易氧化有機(jī)碳、輕組有機(jī)碳和微溶解性有機(jī)碳是活性有機(jī)碳的不同表現(xiàn)形式。萬忠梅等[3]指出，依據(jù)測定方法的不同，活性有機(jī)碳組分包括可溶性有機(jī)碳、易氧化有機(jī)碳、微生物量碳、可礦化態(tài)碳、顆粒有機(jī)碳、輕組有機(jī)碳、熱水溶性有機(jī)碳等，其中可溶性有機(jī)碳、易氧化有機(jī)碳及微生物量碳是土壤活性有機(jī)碳庫主要的表征指標(biāo)。盡管不同研究者對活性有機(jī)碳所指的部分不盡相同，但均在不同程度上反映了土壤有機(jī)碳的有效性和指示土壤活性有機(jī)碳的質(zhì)及量[25]。

2.1 土壤易氧化有機(jī)碳

易氧化有機(jī)碳是利用化學(xué)氧化方法測定的活性有機(jī)碳，是土壤有機(jī)碳庫中易氧化、分解的有機(jī)碳，可用于指示土壤有機(jī)碳短暫的和微小的波動。常用氧化劑有兩種：K2Сr2O7和KMnO4。Lefroy等[10]研究表明，能被333 mmol?L-1的KMnO4溶液氧化的土壤有機(jī)碳在種植作物時變化最顯著，因此將能被333 mmol?L-1的KMnO4氧化的有機(jī)碳稱為易氧化有機(jī)碳或活性有機(jī)碳。由于不同土地利用方式下植物種類不同，凋落物的量和質(zhì)及其分解行為不同，從而引起土壤有機(jī)碳的含量與分布差異顯著[26]；另一方面，土壤環(huán)境的差異導(dǎo)致土壤有機(jī)碳分解和轉(zhuǎn)化的速率不同，土壤易氧化有機(jī)碳的含量與分布差異更為顯著。其中，天然植被開墾為農(nóng)田是影響土壤活性有機(jī)碳的最主要因素之一。由于林木根系分布較農(nóng)作物深，表土層形成的殘體或分泌物也較多，土壤有機(jī)碳輸入和穩(wěn)定性的差異[27]，林地土壤易氧化碳形成量比農(nóng)田高[28]。天然次生林轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田和草地后，土壤易氧化有機(jī)碳含量明顯下降，在0～70 cm土層農(nóng)田和草地分別下降60%和36%，而農(nóng)田和草地營造人工林后，土壤易氧化有機(jī)碳含量顯著提高，在0～50 cm土層人工林比農(nóng)田和草地分別提高129%和29%，農(nóng)田和草地土壤易氧化有機(jī)碳分配比例比天然次生林分別低11%和4%以上，差異主要在0～20 cm和70～110 cm土層；人工林比農(nóng)田和草地分別高13.3%和5.3%，差異主要在0～110 cm土層。土壤易氧化有機(jī)碳含量與分配比例隨天然次生林變成農(nóng)田或草地而下降，隨農(nóng)田或草地造林而增加，且含量的變化比分配比例的變化明顯[29]。巖溶山區(qū)不同利用方式下土壤易氧化碳含量大小順序為：竹林＞菜地＞草地＞林地＞園地＞棄耕地[30]。花江峽谷喀斯特地區(qū)不同土地利用方式之間土壤易氧化有機(jī)碳含量差異顯著，從高到低依次為：喬木林＞花椒林＞荒地＞耕地[31]，與藍(lán)家程等[30]的研究結(jié)果一致；岷江上游森林/干旱河谷交錯帶6種土地利用類型土壤易氧化有機(jī)碳平均含量為1.26 g?kg-1，以川滇高山櫟次生林高于或顯著高于其他用地類型，以農(nóng)耕地低于或顯著低于其他用地類型[32]。坡耕地撂荒后，土壤易氧化碳在撂荒當(dāng)年有所下降，隨后25年波動較大，30年后開始顯著增加，50年達(dá)到最大值，較坡耕地增加144%，但僅為側(cè)柏林地的39%，表明坡耕地撂荒后，土壤碳庫轉(zhuǎn)化效率逐步提高[33]。閩江口濕地不同土地利用類型0～50 cm土層的易氧化有機(jī)碳平均含量由高至低依次為天然蘆葦沼澤地＞灘涂養(yǎng)殖地＞草地＞撂荒地＞水田＞池塘養(yǎng)殖地，且不同土地利用方式之間易氧化有機(jī)碳各組分含量存在一定的差異[34]。常綠闊葉林土壤易氧化碳含量高于馬尾松林與杉木林土壤[35]，0～10 cm和10～20 cm土層中，栓皮櫟闊葉林土壤易氧化碳含量比油松針葉林地分別高出26.37%和17.89%[36]，灌木林和闊葉林土壤易氧化有機(jī)碳含量及其占有機(jī)碳總量的比例差異不顯著[37]，毛竹林易氧化碳含量顯著高于杉木林、常綠闊葉林和馬尾松林[38]。川西米亞羅林區(qū)中，由原始林轉(zhuǎn)化的45年生云杉人工林易氧化碳含量高于原始冷杉林，土地利用變化沒有改變活性有機(jī)碳各組分的垂直分布[39]。蘇南丘陵杉木林隨林齡的增長，土壤易氧化碳含量呈現(xiàn)先降低后增加的變化趨勢，過熟林階段最高，中齡林階段最低[40]。川南天然常綠闊葉林及其人工更新后形成的檫木林、柳杉林和水杉林土壤易氧化碳含量在各季節(jié)均為：天然常綠闊葉林＞檫木林＞水杉林＞柳杉林[41]?？梢?，天然林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち只蜷_墾成為農(nóng)用地后，土壤易氧化碳含量明顯下降，對土地利用方式響應(yīng)較為敏感。但也有研究表明，天然林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち只蜣r(nóng)業(yè)耕作后土壤活性有機(jī)碳含量與天然植被土壤無明顯差異[42]，甚至農(nóng)田土壤活性有機(jī)碳含量比天然植被還要高[43]，圍湖造田不同土地利用方式下，農(nóng)田與林地土壤易氧化碳的含量無顯著差異[44]。

2.2 土壤水溶性有機(jī)碳

土壤水溶性有機(jī)碳（溶解性有機(jī)碳或可溶性有機(jī)碳）是指土壤樣品中在室溫及天然pH值條件下能溶于水相的有機(jī)碳[15,45]，在實驗操作中，通常是指用水提取的、可以通過0.45 μm微孔濾膜的、大小和結(jié)構(gòu)不同的有機(jī)碳組分，是天然水中水溶性有機(jī)碳的主要來源[41]，主要來源于近期的枯枝落葉和土壤腐殖質(zhì)[46]，僅占土壤有機(jī)碳很小的一部分，一般含量不超過200 mg?kg-1，不同生態(tài)系統(tǒng)差異很大[47]，但它是土壤微生物可直接利用的有機(jī)碳源，并參與土壤生物化學(xué)轉(zhuǎn)化過程，影響土壤中有機(jī)和無機(jī)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化、遷移和降解[3]，對森林生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)元素的生物地球化學(xué)循環(huán)和重金屬元素的毒性及遷移有深刻的影響，同時也是森林土壤有機(jī)碳損失的重要途徑[17]，它與土壤總有機(jī)碳之比是表征土壤生物活性有機(jī)碳庫周轉(zhuǎn)的較好指標(biāo)[48]。因此，測試分析土壤水溶性有機(jī)碳對開展土壤養(yǎng)分遷移轉(zhuǎn)化、土壤有機(jī)質(zhì)的生物化學(xué)過程乃至污染方面的研究都具有現(xiàn)實的意義[6]。

趙勁松等[17]、柳敏等[47]和李淑芬等[49]綜述了土壤溶解性有機(jī)碳的特性及其影響因子和生態(tài)效應(yīng)，龐學(xué)勇等[46]綜述了森林生態(tài)系統(tǒng)土壤可溶性有機(jī)質(zhì)（碳）影響因素研究進(jìn)展。但目前有關(guān)土壤水溶性有機(jī)碳的研究報道主要集中在森林土壤和農(nóng)田土壤，對不同土地利用方式下土壤水溶性有機(jī)碳含量和分布進(jìn)行比較研究仍較少[50]。土壤水溶性有機(jī)碳含量與土壤有機(jī)碳的輸入量呈正相關(guān)，不同土地利方式或不同森林類型下土壤承接凋落物、植物根系分泌物的數(shù)量和質(zhì)量不同，因而形成的有機(jī)碳庫，尤其是活性有機(jī)碳含量會存在明顯的差別[5]。研究表明，土地利用方式的變化可引起土壤水溶性有機(jī)碳含量顯著的變化，林地開墾是導(dǎo)致土壤水溶性有機(jī)碳含量下降的主要原因[51，52]。岷江上游森林/干旱河谷交錯帶6種土地利用類型土壤剖面水溶性有機(jī)碳平均含量變化范圍在84.41～198.27 mg?kg-1之間，以川滇高山櫟次生林土壤的水溶性有機(jī)碳含量高于或顯著高于其他土地類型，灌木林和灌叢次之，以農(nóng)耕地低于或顯著低于其他用地類型[32]。福建省山地紅壤林地（杉木、木荷、封育）轉(zhuǎn)變?yōu)閳@地（茶園、桔園）后，在0～10 cm土層水溶性有機(jī)碳含量平均下降了64.60%，在10～20 cm土層則平均下降了21.88%[53]。川西米亞羅林區(qū)中，土壤水溶性有機(jī)碳含量的變化趨勢為：原始冷杉林＞45年生齡云杉人工林＞25年生齡云杉人工林＞菜地[39]。黃土臺塬區(qū)域不同土地利用方式下，林地和天然草地0～100 cm土層可溶性有機(jī)碳均不同程度高于耕地[54]。貴州茂蘭自然保護(hù)區(qū)內(nèi)，林地土壤溶解性有機(jī)碳比草地和耕地分別高25%和48%，均隨氣溫升高而增加，但林地、耕地、草地達(dá)到最大值的時間不同[55]。安徽省淮北地區(qū)3種不同土地利用方式下，林地土壤可溶性有機(jī)碳含量最高，其次為農(nóng)地，荒地含量最低[56]。重慶中梁山不同土地利用方式下，土壤水溶性有機(jī)碳平均含量大小順序為：林地＞竹林＞棄耕地＞草地＞園地＞菜地[30]。

濕地開墾導(dǎo)致土壤水溶性有機(jī)碳量和質(zhì)的下降[57]。未受擾動的小葉章草甸土壤水溶性有機(jī)碳含量最高，擾動較小的人工林和島狀林含量較高，開墾1年后的小葉章草甸土壤水溶性有機(jī)碳含量僅為未開墾的45%，隨著耕作年限的增加，土壤水溶性有機(jī)碳含量逐漸減少，農(nóng)田棄耕后土壤水溶性有機(jī)碳含量明顯恢復(fù)[57]。王瑩等[58]研究發(fā)現(xiàn)，土地利用方式顯著影響土壤水溶性有機(jī)碳的含量，并且在不同土層表現(xiàn)不同，0～10 cm土層農(nóng)田中水溶性有機(jī)碳含量比3種林地（香樟林、水杉林、毛竹林）低，但針葉林高于闊葉林；10～20 cm和20～40 cm土層水溶性有機(jī)碳含量變化與0～10 cm土層完全相反。墾殖后的不同土地利用方式中，農(nóng)田表層土壤水溶性有機(jī)碳含量最低，在河北曲周、北京順義和山東壽光三地的菜田表層土壤水溶性有機(jī)碳含量平均為農(nóng)田的1.70倍，表明農(nóng)田轉(zhuǎn)變?yōu)椴颂锖?，顯著影響土壤水溶性有機(jī)碳的數(shù)量與質(zhì)量[59]。但有研究表明，4種土地利用方式下土壤水溶性有機(jī)碳含量的大小順序卻為農(nóng)田＞林地＞菜地＞荒地[50]。

森林采伐和造林對土壤水溶性有機(jī)碳的影響在不同的研究中有不同甚至相反的結(jié)果。Johnson[60]研究發(fā)現(xiàn)，森林采伐后林下土壤水溶性有機(jī)碳含量有所上升，而Lepisto的研究[61]卻得出相反的結(jié)果，并認(rèn)為采伐后由于徑流量的增加，而引起土壤水溶性有機(jī)碳含量下降。Moore等[62]，McDowell等[63]的研究均表明，森林采伐后土壤水溶性有機(jī)碳含量沒有明顯的變化。也有研究發(fā)現(xiàn)，造林后土壤水溶性有機(jī)碳含量增加[64]，但Сollier等研究[65]發(fā)現(xiàn)，在濕地造林后土壤水溶性有機(jī)碳含量沒有明顯的變化。目前對產(chǎn)生這些差異的原因還不很清楚，但卻表明了土地利用的變化對土壤水溶性有機(jī)碳的影響可能不是一個簡單的過程，在不同區(qū)域土地利用變化可能產(chǎn)生的結(jié)果不同。

不同森林類型土壤水溶性有機(jī)碳含量也存在明顯的差異，闊葉林明顯高于針葉林[66]，毛竹林顯著高于杉木林，極顯著高于馬尾松林，闊葉林和杉木林也顯著高于馬尾松林，杉木林土壤水溶性有機(jī)碳占總有機(jī)碳比率最高，馬尾松林最低[67]。與杉木純林相比，火力楠與杉木混交林土壤水溶性有機(jī)碳含量顯著提高，一年中土壤水溶性有機(jī)碳含量的大小排序始終為：最高是常綠闊葉林，其次是火力楠純林，再次是杉木火力楠混交林為，最低是杉木純林[68]。

2.3 土壤微生物量碳

土壤微生物量碳是指土壤中體積＜5000 μm3活的和死的微生物（細(xì)菌、真菌、藻類）和土壤微動物體內(nèi)所含的碳，是土壤有機(jī)碳中最活躍和最易變化的部分，與土壤碳轉(zhuǎn)化密切相關(guān)[3]。研究表明，土壤微生物量碳與土壤有機(jī)碳呈極顯著相關(guān)性，可作為衡量土壤有機(jī)碳變化的敏感指標(biāo)[69]。一般土壤微生量碳只占土壤總有機(jī)碳庫的1%～4%，但對土壤有效養(yǎng)分而言，是一個很大的源和匯[70]，因此，研究土壤微生物量碳對弄清土壤養(yǎng)分流、土壤碳素循環(huán)和土壤碳庫平衡具有重要的意義。Hart等[71]指出，在同一地區(qū)，土壤微生物量碳占土壤總有機(jī)碳的比例（微生物商）可作為反映因管理措施變化而造成土壤有機(jī)碳變化的一個指標(biāo)，能預(yù)測土壤有機(jī)碳長期變化或監(jiān)測土地退化及恢復(fù)。如果土壤過度使用，土壤微生物量碳將快速下降，最終導(dǎo)致微生物商下降[72]。因此，在自然條件（如氣候、土壤）基本相同情況下，土地利用方式是影響土壤微生物量碳的主要因子之一。

多數(shù)研究表明，林地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)用地或園地后，土壤凋落物、細(xì)根減少，人為干擾加劇，土壤有機(jī)碳輸入量明顯減少；另一方面由于土壤環(huán)境（水分、溫度）的改變，土壤有機(jī)質(zhì)礦化增強(qiáng)，導(dǎo)致土壤微生物量碳下降。如Garter等[73]的研究表明，森林和草地土壤微生物量絕對量高于耕地，而且土壤微生物商也高于耕地。黃土高原區(qū)林地0～20 cm土層微生物量碳含量高于農(nóng)田2.12倍[74]。川西米亞羅林區(qū)中，農(nóng)地土壤微生物量碳含量最低，分別比原始冷杉林、20世紀(jì)60年代云杉人工林、20世紀(jì)80年代云杉人工林低23%、25%和21%[70，40]。岷江上游森林/干旱河谷交錯帶6種土地利用類型土壤剖面平均微生物量碳含量介于145.34～411.55 mg?kg-1之間，川滇高山櫟次生林最高，灌木林地、灌叢地、人工刺槐林、經(jīng)濟(jì)林為其次，耕地最低[32]。福建省山地紅壤林地（杉木、木荷、封育）轉(zhuǎn)變?yōu)閳@地（茶園、桔園）后，在0～10 cm土層土壤微生物量碳含量平均下降了54.78%，在10～20 cm土層則平均下降了43.71%[53]。廣西亞熱帶紅壤低山區(qū)林地和園地土壤微生物量含量分別為90～624 mg?kg-1與24～310 mg?kg-1，不同土地利用之間土壤微生物量含量存在極顯著差異，林地土壤微生物量含量高于果園[75]。廣東省韶關(guān)紅壤、廣州赤紅壤、雷州磚紅壤3個地區(qū)不同土地利用方式表土層（0～20 cm）微生物量碳含量差異顯著，均表現(xiàn)為果園和林地高于農(nóng)田和草地[76]。貴州茂蘭自然保護(hù)區(qū)內(nèi)，林地和草地土壤微生物量碳分別高于耕地81%和45%，均隨氣溫升高而增加，林地和草地在10月達(dá)到最大值[55]。安徽省淮北地區(qū)不同土地利用方式下，林地土壤微生物量碳含量最高，其次為農(nóng)地，荒地含量最低[56]。遼寧省6種不同土地利用方式土壤微生物量碳含量大小依次為：森林＞濕地＞稻田＞旱地＞果園＞草地[77]。但也有研究表明，山東桓臺縣3種利用方式下土壤微生物量碳含量差異顯著，依次為：糧田＞菜地＞速生人工林地[78]。崇明東灘濕地圍墾區(qū)，農(nóng)田表土層（0～20 cm）微生物量碳含量最高，包括苗圃欒樹林、水杉林帶以及桔園在內(nèi)的人工林地次之，魚塘撂荒地最低[79]。可能是因為農(nóng)田、菜地施用大量有機(jī)肥、化肥和有機(jī)肥（畜禽糞便和商品有機(jī)肥）配施，補(bǔ)充土壤有機(jī)碳源的同時又改善土壤物理性狀，從而提高了土壤微生物的活性；此外速生林與一般天然林地相比，生長年限較短，也可能是土壤微生物量碳低于耕地的原因。

Manjaiah等[80]研究發(fā)現(xiàn)，土壤微生物量碳含量在印度熱帶農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)不同種植制度里的大小為：大豆-小麥＞鴿子豆-小麥＞水稻-小麥＞玉米-小豌豆＞玉米-小麥＞玉米-芥菜，差異均達(dá)到顯著水平。我國南方紅壤丘陵區(qū)0～5 cm土壤層微生物量碳依次為：板栗園＞橘園＞花-橘間作地＞花生地[81]。重慶市中梁山低山巖溶區(qū)，土壤微生物量碳平均含量依次為：菜地＞橘林地＞草地＞灌叢＞耕地，分別為429.61，322.35，225.45，120.82 和 111.65 mg?kg-1[82]。洞庭湖區(qū)，土壤微生物量碳含量為雙季稻水田（885.9 mg?kg-1）＞一季稻水田（730.6 mg?kg-1）＞水旱輪作地(720.9 mg?kg-1) ＞旱地（488.6 mg?kg-1）[83]?？梢姡瑝ㄖ澈蟮牟煌恋乩梅绞綄ν寥牢⑸锪刻己恳灿酗@著影響，有機(jī)物質(zhì)的輸入量、種植制度和水肥管理是差異存在的重要原因。

目前，許多學(xué)者通過對比研究不同森林植被下土壤活性有機(jī)碳的差異來表征人工林土壤質(zhì)量變化，為指導(dǎo)人工林的可持續(xù)經(jīng)營提供科學(xué)依據(jù)。研究表明，常綠闊葉林土壤微生物量碳含量高于馬尾松林與杉木林土壤[35]，天然次生林轉(zhuǎn)化長白落葉松人工林30年后，土壤表層微生物量碳顯著下降，且隨造林年限的增加，45年生人工林土壤表層微生物量碳與30年生林分相比顯著下降[84]。在0～10 cm和10～20 cm這2個土層中，杉木純林土壤微生物量碳含量分別僅為常綠闊葉林的47.1%和59.4%，且杉木林與常綠闊葉林之間差異顯著[85]，一年中土壤微生物量碳含量的大小始終為：常綠闊葉林最高，火力楠純林、杉木火力楠混交林為其次，杉木純林最低[68]。川南天然常綠闊葉林及其人工更新后形成的檫木林、柳杉林和水杉林各季節(jié)土壤微生物量碳含量均為：天然常綠闊葉林高于檫木林，而檫木林又高于水杉林，柳杉林最低，表明天然常綠闊葉林更新為人工林后，土壤微生物量碳含量下降，且不同人工林下降程度不同[41]。次生林轉(zhuǎn)變?yōu)橄鹉z林后，土壤養(yǎng)分及植物碳輸入均明顯減少，土壤微生物生物量碳顯著降低[86]。

2.4 土壤可礦化有機(jī)碳

可礦化有機(jī)碳也稱為生物可降解碳，是衡量微生物分解土壤有機(jī)質(zhì)的指標(biāo)[1，85]，可反映土壤有機(jī)質(zhì)的生物有效性、土壤微生物活性和預(yù)測土壤有機(jī)質(zhì)含量變化的趨勢[87]。許多學(xué)者將土壤有機(jī)碳分解釋放СO2的過程被稱為碳礦化[88-89]。因此，測定土壤可礦化有機(jī)碳量就是測定土壤СO2釋放量或?qū)Ｐ院粑蕅СO2（微生物分解有機(jī)物質(zhì)過程中每單位微生物量產(chǎn)生的СO2量）[13]。qСO2越大表明土壤微生物利用有機(jī)碳的效率越低，土壤中可能缺乏易利用的碳源[90]。土壤可礦化有機(jī)碳反映土壤被礦化部分的碳量，其礦化速率不僅控制著土壤養(yǎng)分的通量，而且直接影響土壤養(yǎng)分元素的釋放與供應(yīng)、土壤肥力的維持以及溫室氣體的排放等?？梢姡寥揽傻V化有機(jī)碳是聯(lián)系土壤肥力高低、環(huán)境脅迫、耕種時間長短和持續(xù)性等的紐帶；低值時可反映穩(wěn)態(tài)土著性微生物區(qū)系的活性，高值時可反映發(fā)酵微生物區(qū)系的活性[6，82]，也是評估土壤微生物活性和土壤肥力的指標(biāo)之一[14]，分析測定土壤中可礦化有機(jī)碳的含量對科學(xué)管理土壤養(yǎng)分和有效控制全球氣候變化具有現(xiàn)實的意義。

由于土壤有機(jī)碳礦化與土壤有機(jī)碳分解密切相關(guān)，在相同條件下培養(yǎng)不同土地利用方式下的土壤，土壤有機(jī)碳礦化速率可以反映土地利用方式的改變對土壤有機(jī)碳動態(tài)的影響[91-92]。土地利用變化對土壤有機(jī)碳礦化的影響與土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性有關(guān)，即：土壤有機(jī)碳含量和土壤微生物活性碳含量與土壤有機(jī)碳礦化速率呈正相關(guān)，而且土壤碳礦化速率隨著有機(jī)碳穩(wěn)定性的增加而下降[93]。Motavalli等[94]研究表明，熱帶森林采伐后開墾為農(nóng)田5年后，土壤活性碳最先流失，土壤有機(jī)碳礦化速率顯著下降。巖溶區(qū)不同土地利用方式下0～30 cm土層可礦化有機(jī)碳的含量依次為：草地＞菜地＞橘林地＞灌叢＞耕地，平均值分別為 0.12，0.08，0.07，0.05，0.04 mg?kg-1，表土層（0～5 cm）可礦化有機(jī)碳的變化幅度尤為明顯，耕地分別比草地、菜地、橘林地和灌叢低了154.73%，68.25%，56.07%和34.10%[82]。小葉章沼澤化草甸墾殖為農(nóng)田后，qСO2增加，且隨著墾殖年限的增加，qСO2不斷增加[95]。土壤經(jīng)培養(yǎng)33 d后，礦化累計釋放的СO2量大小依次為：栲樹林＞木荷林＞灌叢＞茶園＞毛竹林＞馬尾松林＞金錢松林＞杉木林＞裸地，與土壤有機(jī)碳含量的變化趨勢大體相似。表明土地利用方式的變化導(dǎo)致了土壤有機(jī)碳礦化釋放的СO2量顯著下降，即隨著常綠闊葉林被改造為其它土地利用類型后，土壤有機(jī)碳的礦化速率也顯著降低[96]。在0～40 cm土層，農(nóng)田和草地土壤碳礦化釋放的СO2-С含量（180d釋放的gСO2-С?kg-1干土）比天然次生林分別下降65%和23%，人工林地0～70 cm土層比農(nóng)田和草地分別增加155%和17%，表明天然次生林變成農(nóng)田或草地后，土壤碳礦化速率下降，在農(nóng)田或草地上造林后，土壤碳礦化速率增加[97]。在培養(yǎng)的第21天（培養(yǎng)溫度為9℃和28℃），常綠闊葉林0～10 cm和10～20 cm土層的有機(jī)碳累計礦化量為杉木純林的1.7～2.7倍，常綠闊葉林土壤有機(jī)碳礦化釋放的СO2-С分配比例高于杉木純林[98]。不同恢復(fù)階段云杉人工林各土層（0～10、10～20、20～30 cm）有機(jī)碳64 d累積釋放的СO2-С顯著大于原始林，表明原始林轉(zhuǎn)化為云杉人工林后，土壤有機(jī)碳穩(wěn)定性降低[99]。與對照相比，退耕還林地0～20 cm土層的可礦化碳含量增加18.4%，0～10 cm土層的可礦化碳含量極顯著高于10～20 cm土層[100]。國內(nèi)有關(guān)土壤碳礦化的研究報道還很少見[97]，尤其是土地利用方式對土壤有機(jī)碳礦化的影響研究更少，同時也由于生態(tài)系統(tǒng)中各種因子間相互關(guān)系的復(fù)雜性以及生物、物理環(huán)境的異質(zhì)性，使得土壤有機(jī)碳礦化研究仍存在許多不確定性，有待進(jìn)一步研究。

3 研究展望

土壤有機(jī)碳的動態(tài)平衡是土壤碳循環(huán)的基本過程，是當(dāng)前氣候變化研究中的一個熱點課題[101]。盡管眾多學(xué)者在土壤有機(jī)碳動態(tài)研究方面取得了很大的進(jìn)展，得到了一些重要的結(jié)論，然而由于土壤有機(jī)碳庫構(gòu)成的復(fù)雜性及影響因素的多樣性，目前國內(nèi)外對土壤有機(jī)碳庫的各種形態(tài)、動態(tài)過程及其調(diào)控機(jī)理等研究仍十分薄弱[102-103]。特別是關(guān)于土地利用變化對土壤有機(jī)碳過程與狀態(tài)影響的定量描述資料十分缺乏，不同土地利用方式下土壤有機(jī)碳庫及其影響或調(diào)控碳庫變化的機(jī)理仍是目前亟待研究的問題。

3.1 土壤活性有機(jī)碳庫的組分及其測定方法有待統(tǒng)一

研究土壤活性有機(jī)碳對理解有機(jī)碳的分解、礦化潛能、養(yǎng)分循環(huán)變化和土壤結(jié)構(gòu)的生物物理控制有著重要的作用[22]，對正確評估土壤有機(jī)碳性質(zhì)、變化方向、變化速率以及全球碳循環(huán)，準(zhǔn)確地預(yù)測氣候變化趨勢和制定應(yīng)對氣候變化策略具有重要的意義[104]。因此，土壤活性有機(jī)碳研究也越來越多，也更加深入。盡管在土壤活性有機(jī)碳庫組分確定方面做了大量的工作，在化學(xué)分組、物理分組和生物學(xué)分組等方面也取得了長足的發(fā)展，但這些分組方法還缺乏統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)，不同研究者根據(jù)自己研究的需要而采用不同的分組方法[105]，有關(guān)土壤活性有機(jī)碳術(shù)語和應(yīng)用指標(biāo)甚為混亂和繁雜，研究結(jié)果差異較大，可比性較差。因此，在今后研究工作中應(yīng)關(guān)注以下兩個方面：（1）加強(qiáng)土壤活性有機(jī)碳不同組分結(jié)構(gòu)形態(tài)的研究；（2）完善和統(tǒng)一土壤活性有機(jī)碳不同組分的測定方法。

3.2 土地利用方式對土壤活性有機(jī)碳庫動態(tài)過程影響的研究有待深入和加強(qiáng)

土地利用變化是一個全球性的問題，目前確定土壤有機(jī)碳組分對土地利用變化的響應(yīng)規(guī)律已成為諸多學(xué)科的研究熱點[22]。國外在這方面的研究開展較早，雖已取得了一些的成果，但土地利用變化影響土壤有機(jī)碳庫的作用機(jī)制尚不分清楚[2，106-107]，且今后若干年內(nèi)，土地利用變化將成為影響全球環(huán)境變化的主導(dǎo)因素[108]。我國是一個具有幾千年農(nóng)耕文明、人口多且密集、處于經(jīng)濟(jì)高速發(fā)展時期的國家，土地利用發(fā)生了很大的變化，而且不同地區(qū)或區(qū)域內(nèi)土地利用方式（類型）繁多和不確定性，尤其是近年來大面積的土地開發(fā)，高速城市化進(jìn)程所引起土地利用變化劇烈，無疑對土壤有機(jī)碳含量及其組分在空間上和時間上產(chǎn)生很大的不確定性[109]。但國內(nèi)對土地利用和管理措施對土壤有機(jī)碳庫動態(tài)的影響并未引起足夠重視[16]。因此，在今后的研究中應(yīng)加強(qiáng)以下內(nèi)容：（1）開展不同土地利用方式、土壤管理措施和利用歷史對土壤活性有機(jī)碳庫組成影響的長期生態(tài)定位觀測，深入研究土地利用變化對土壤有機(jī)碳的長期效應(yīng)；（2）研究不同土地利用方式下土壤活性有機(jī)碳各組分之間及其與土壤養(yǎng)分有效性、土壤生物化學(xué)特性、溫室氣體釋放相關(guān)性，建立土壤活性有機(jī)碳各組分與土壤有機(jī)碳庫周轉(zhuǎn)的關(guān)系；（3）研究多因子的交互作用影響，對各種土地利用方式以及管理措施進(jìn)行土壤固碳方面的機(jī)理分析和效益評價，建立多因子模型，更加準(zhǔn)確、深刻反映不同典型地區(qū)不同土地利方式下土壤有機(jī)碳的變化；（4）從生態(tài)環(huán)境保護(hù)和社會可持續(xù)發(fā)展出發(fā)，注重研究土地利用方式和管理措施的耦合對土壤有機(jī)碳平衡的影響機(jī)制。

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Research progress in effects of land use mode on soil active organic carbon

ZHANG Shi-ji, X?ANG Wen-hua
(School of Life Science and Technology, Сentral South University of Forestry and Technology, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina)

Soil active organic carbon (SAOС) is the most sensitive part of soil organic carbon pool on the reaction to physical and chemical interference factors, and also is the part of which plays an important role in the nutrient cycling, the change of land use mode is one of most causes leading the change of soil active organic carbon. To understand dynamic characteristics of different constituents of soil active organic carbon under different land-use types has the very vital signif i cance to regulate soil nutrient, maintain soil interior productivity and perfect dynamic balance mechanism of carbon cycle. The def i nition, constituents of soil active organic carbon and research progress in the effects of land use mode on fractions of soil active organic carbon were summarized, and the research directions to be strengthened in the future were prospected, in order to provide theoretical basis for management of soil nutrient and reasonable development uses land, and lay a foundation for further understanding of soil organic matter degradation mechanism.

land use mode; soil active organic carbon; labile organic carbon; water-soluble organic carbon; microbial carbon; minerliable carbon;review

S153.62

A

1673-923X (2012)05-0134-10

2012-01-23

國家自然科學(xué)基金(30771720，31170426)；國家科技部973子項目(2010СB833501-01-17)

張仕吉(1967-)，男，湖北人，副研究員，博士研究生，主要從事森林生態(tài)學(xué)、森林土壤碳循環(huán)研究；

E-mail: zhangshiji430202 @163. com。

項文化(1967-)，男，湖北人，教授，博士，博士生導(dǎo)師，從事生態(tài)學(xué)教學(xué)與森林生態(tài)系統(tǒng)定位研究工作；E-mail: xiangwh2005 @163. com。

[本文編校:謝榮秀]