中亞熱帶土地利用方式對(duì)土壤易氧化有機(jī)碳及碳庫(kù)管理指數(shù)的影響

張仕吉，項(xiàng)文化，孫偉軍，方晰. 中南林業(yè)科技大學(xué)材料科學(xué)與工程學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 40004；. 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(zhǎng)沙 40004；3. 南方林業(yè)生態(tài)應(yīng)用技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 40004

中亞熱帶土地利用方式對(duì)土壤易氧化有機(jī)碳及碳庫(kù)管理指數(shù)的影響

張仕吉1，項(xiàng)文化2， 3，孫偉軍2，方晰2， 3
1. 中南林業(yè)科技大學(xué)材料科學(xué)與工程學(xué)院，湖南 長(zhǎng)沙 410004；2. 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(zhǎng)沙 410004；3. 南方林業(yè)生態(tài)應(yīng)用技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 410004

為了解土地利用方式對(duì)中亞熱帶土壤易氧化有機(jī)碳（ROC）及碳庫(kù)管理指數(shù)（CMI）的影響，采用KMnO4氧化法，對(duì)湘中丘陵區(qū)6種土地利用類型：石櫟（Lithocarpus glaber）-青岡（Cyclobalanopsis glauca）次生林、杉木（Cunninghamia lanceolata）人工林、毛竹（Phyllostachys edulis）林、苗圃、農(nóng)用旱地、水田土壤ROC含量及其季節(jié)動(dòng)態(tài)變化進(jìn)行測(cè)定，以石櫟-青岡次生林土壤為參照，計(jì)算土壤CMI，分析土壤ROC含量、CMI與土壤理化性狀的關(guān)系。結(jié)果表明，同一土層ROC含量、ROC分配比例在不同土地利用類型之間差異顯著，ROC含量表現(xiàn)為石櫟-青岡次生林＞毛竹林＞水田＞杉木人工林＞農(nóng)用旱地＞苗圃，ROC分配比例為水田＞石櫟-青岡次生林＞毛竹林＞農(nóng)用旱地＞苗圃＞杉木人工林；與石櫟-青岡次生林相比，毛竹林、水田、杉木人工林、農(nóng)用旱地、苗圃土壤ROC含量依次下降了9.8%～15.6%、22.0%～36.3%、27.6%～40.1%、47.4%～51.2%、58.0%～65.5%，水田、毛竹林、杉木人工林、農(nóng)用旱地、苗圃土壤CMI依次下降了11.6%～18.4%、9.1%～20.9%、40.0%～44.1%、48.6%～51.5%和59.3%～66.6%；6種土地利用類型土壤ROC含量的季節(jié)變化節(jié)律基本一致，表現(xiàn)為春夏季較秋冬季高，夏季最高，冬季或秋季最低；土壤ROC含量、CMI與土壤SOC、全N、全P、水解N、有效P含量之間呈顯著或極顯著正相關(guān)，與土壤pH呈極顯著負(fù)相關(guān)，與土壤含水率、全K、速效K不相關(guān)。土地利用方式對(duì)土壤ROC含量、CMI影響顯著，次生林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち只蜣r(nóng)用地后，土壤碳庫(kù)穩(wěn)定性和生物可利用性下降。

湘中丘陵區(qū)；土地利用方式；易氧化有機(jī)碳；次生林；碳庫(kù)管理指數(shù)

引用格式：張仕吉， 項(xiàng)文化， 孫偉軍， 方晰. 中亞熱帶土地利用方式對(duì)土壤易氧化有機(jī)碳及碳庫(kù)管理指數(shù)的影響［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2016， 25（6）: 911-919.

ZHANG Shiji， XIANG Wenhua， SUN Weijun， FANG Xi. Effects of Land Use on Soil Readily Oxidized Carbon and Carbon Management Index in Hilly Region of Central Hunan Province ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（6）: 911-919.

土壤有機(jī)碳（Soil organic carbon，SOC）是衡量土壤肥力的一個(gè)重要參數(shù)，已被用于評(píng)價(jià)退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)效果（周?chē)?guó)模等，2004），也是當(dāng)前陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)研究的關(guān)鍵之一。在可持續(xù)發(fā)展系統(tǒng)中，土壤 SOC庫(kù)是一個(gè)很重要的因子，其變化主要發(fā)生在易氧化有機(jī)碳庫(kù)里（Conteh et al.，1997；沈宏等，1999）。土壤易氧化有機(jī)碳（Readily oxidized carbon，ROC）是SOC庫(kù)中易氧化、易分解的活性有機(jī)碳（Active organic carbon）組分，測(cè)定比較迅速，適用于大批樣品的分析，測(cè)定結(jié)果與土壤可礦化有機(jī)碳有較好的相關(guān)性，比其它變量更能靈敏反映不同土地利用方式對(duì) SOC庫(kù)的影響，是SOC庫(kù)早期微小變化的敏感指標(biāo)（Conteh et al.，1997；沈宏等，1999），常用于指示人類干擾及全球變化背景下SOC庫(kù)穩(wěn)定性及其動(dòng)態(tài)（吳建國(guó)等，2004）。

土壤碳庫(kù)管理指數(shù)（Carbon management index，CMI）是表征SOC庫(kù)變化的量化指標(biāo)（徐明崗等，2006）。該指標(biāo)結(jié)合了人為影響下土壤碳庫(kù)指數(shù)和土壤碳庫(kù)活度，能較全面和動(dòng)態(tài)地反映 SOC及其組分在數(shù)量和質(zhì)量上的變化以及土壤經(jīng)營(yíng)管理的科學(xué)性（徐明崗等，2006），常用于監(jiān)測(cè)和評(píng)價(jià)SOC庫(kù)動(dòng)態(tài)的有效性和土壤質(zhì)量的管理水平（龔偉等，2008）。土壤CMI升高，表明經(jīng)營(yíng)方式對(duì)土壤有培肥作用，土壤結(jié)構(gòu)向良性發(fā)展；反之，土壤則向惡性演變（龔偉等，2008）。

免耕各處理和傳統(tǒng)耕作秸稈翻埋處理可比傳統(tǒng)耕作增加 SOC含量1.2%～7.2%，ROC含量5.3%～16.6%（李琳等，2006）。在北方水蝕風(fēng)蝕交錯(cuò)帶，農(nóng)田轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯げ莸?，以及人工草地向次生天然草地演替過(guò)程中，土壤呈現(xiàn)出明顯的碳匯（李裕元等，2007）。而林地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)用地后，5 a內(nèi)SOC損失40%（Delwier，1986），天然常綠闊葉林人工更新后土壤ROC含量、CMI和土壤肥力下降，且不同人工林下降程度不同（龔偉等，2008）。杉木林采伐后不同更新方式對(duì)林地 SOC的數(shù)量和質(zhì)量產(chǎn)生了較大的影響，自然更新林地CMI最高，板栗林地最低（張仕吉等，2009）。SOC及其組分因不同耕作措施而改變是一個(gè)長(zhǎng)期過(guò)程，地表承接的凋落物和根系分泌物類型隨土地利用方式不同而不同，土壤 SOC庫(kù)，特別是活性有機(jī)碳庫(kù)差異顯著（龔偉等，2008）。國(guó)內(nèi)針對(duì) SOC組分的測(cè)定方法（王晶等，2003；龔偉等，2008；段正鋒等，2009），耕作措施對(duì)農(nóng)業(yè)用地土壤活性有機(jī)碳、CMI的影響及其與土壤養(yǎng)分的關(guān)系（徐明崗等，2006；李琳等，2006；龔偉等，2008）進(jìn)行了一些試驗(yàn)研究。

我國(guó)中亞熱帶地區(qū)水熱條件優(yōu)越，農(nóng)業(yè)相對(duì)發(fā)達(dá)，土地利用方式豐富多樣，但有關(guān)中亞熱帶土地利用方式對(duì)土壤 ROC、CMI的影響仍缺乏較為系統(tǒng)的研究（Zhang，2010；Mandal et al.，2011；王國(guó)兵等，2013）。本研究以與湘中丘陵區(qū)地域毗鄰的6種土地利用方式（石櫟Lithocarpus glaber-青岡Cyclobalanopsis glauca次生林、杉木Cunninghamia lanceolata人工林、毛竹 Phyllostachys heterocycla林、苗圃、農(nóng)用旱地、水田）為對(duì)象，研究不同土地利用方式土壤ROC含量、CMI的變化特征及其與土壤理化性質(zhì)之間的關(guān)系，揭示人類活動(dòng)對(duì)SOC庫(kù)的影響機(jī)制，以期為該地區(qū)土地資源開(kāi)發(fā)利用和管理提供科學(xué)依據(jù)。

1　研究地概況

研究地設(shè)在湖南省長(zhǎng)沙縣大山?jīng)_林場(chǎng)及其附近（113°17′～113°19′E，28°23′～28°24′N(xiāo)），地處幕阜山余脈的西緣，低山丘陵區(qū)，海拔55～350 m，相對(duì)高度在100～150 m；屬亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候，夏熱冬冷，水熱同季，季節(jié)變化明顯，年均溫度17.0 ℃，月平均氣溫最高為30.7 ℃（7月），最低為6.2 ℃（1月），年均降水量約1500 mm，集中分布在4—7月；地帶性植被為亞熱帶常綠闊葉林，但由于人類活動(dòng)的影響，天然植被破壞嚴(yán)重，經(jīng) 50多年封山育林，林場(chǎng)內(nèi)保存了由不同演替階段樹(shù)種組成的多種次生林和杉木人工林、馬尾松（Pinus massonana）人工林、國(guó)外松（Pinus elliottii Engelm）人工林、毛竹林等，林場(chǎng)附近有水田（糧田）、農(nóng)用旱地（菜地）、苗圃等土地利用類型，土壤以板巖和頁(yè)巖發(fā)育而成的紅壤為主。

本研究在 6種土地利用類型（石櫟-青岡次生林、杉木人工林、毛竹林、苗圃、農(nóng)用旱地、水田）上各設(shè)置1個(gè)1 hm2的固定大樣地，進(jìn)行樣地基本調(diào)查，其基本概況如下：

（1）石櫟-青岡次生林（記為 No.1）：20世紀(jì)60年代初，按30%間伐強(qiáng)度對(duì)天然林擇伐后，自然恢復(fù)為由53%常綠闊葉樹(shù)（37%石櫟+16%青岡）、16%針葉樹(shù)馬尾松和 31%其他樹(shù)種組成的石礫-青岡常綠闊葉次生林，密度為1340 株·hm-2，平均胸徑為12.7 cm，平均樹(shù)高為10.30 m，郁閉度0.90。林下有少量灌木和草本植物。海拔225～254 m。西北坡，坡度22°。

（2）杉木人工林（記為No.2）：1965年冬煉山，人工全墾整地；1966年春營(yíng)造杉木人工純林，經(jīng)營(yíng)期間無(wú)施肥歷史。每年秋、冬季進(jìn)行修枝、砍雜和清除林下地被物層，密度為625株·hm-2，平均胸徑為23.54 cm，平均樹(shù)高為19.51 m，郁閉度0.85。林下少量灌木和草本植物。海拔223～258 m。東南坡，坡度24°。

（3）毛竹林（記為No.3）：栽植年限為30 a，毛竹密度8452株·hm-2，平均胸徑13.54 cm，平均樹(shù)高9.25 m。林下少量灌木和草本植物，每年秋末清除林下植物和枯死木。人工翻耕并施用農(nóng)家肥。郁閉度0.85。海拔130～200 m。東南坡，坡度15°。

（4）苗圃（記為No.4）：栽植年限為25 a，栽有油茶（Camellia oleifera）、女貞（Ligustrum lucidum）、紅檵木（Loropetalum chinense var.rubrum）等苗木，海拔130～200 m，東南坡，坡度5°。

（5）農(nóng)用旱地（記為No.5）：種植南瓜（Semen cucurbitae）、辣椒（Capsicum annuum）、紅薯（Ipomoea batatas Lam）、玉米（Zea mays L.）、大豆（Glycine max）等不定農(nóng)作物，具有長(zhǎng)期耕作史，栽植年限為30 a。海拔130～200 m。東南坡，坡度10°。

（6）水田（記為No.6）：栽植雙季水稻（Oryza sativa），具有長(zhǎng)期耕作史，栽植年限為30 a。海拔100～150 m。東南坡，坡度5°。

6種土地利用類型土壤理化性質(zhì)如表1所示。

2　研究方法

2.1土壤樣品采集

在每個(gè)固定樣地內(nèi)，按典型方式分別設(shè)置 10 m×10 m的固定樣方3個(gè)，即每一種土地利用方式構(gòu)成3個(gè)重復(fù)，每個(gè)固定樣方隨機(jī)設(shè)置固定采樣點(diǎn)3個(gè)。分別于2011年12月下旬（冬季）、2012年3月下旬（春季）、2012年6月下旬（夏季）和2012 年 9月下旬（秋季）采集土壤樣品。為保證土壤樣品的一致性，每次采樣均在采樣點(diǎn)附近重新挖土壤剖面，按0～15、15～30 cm分層取樣，裝入塑料袋密封后，置于便攜式冷藏箱，帶回實(shí)驗(yàn)室。

在室內(nèi)，除去土壤動(dòng)植物殘?bào)w和石礫后，將同一固定樣方的3個(gè)采樣點(diǎn)相同土層土壤等量混合均勻組成1個(gè)樣品，采集約2 kg土壤樣品。每1個(gè)鮮土樣品再分成2份：1份立即過(guò)2 mm土壤篩，用于測(cè)定土壤自然含水率；另1份自然風(fēng)干，過(guò)0.25 mm土壤篩，用于測(cè)定土壤ROC、SOC、全氮（TN）、全磷（TP）、全鉀（TK）、水解氮（AN）、速效磷（AP）、速效鉀（AK）含量和土壤pH。每種土地利用類型每次的最終測(cè)定結(jié)果為3個(gè)固定樣方的算術(shù)平均值。

2.2分析方法

土壤ROC含量用KMnO4氧化-比色法測(cè)定（徐明崗等，2006；龔偉等，2008）。稱取過(guò)0.25 mm土壤篩的風(fēng)干土樣2 g（含有機(jī)碳15～30 mg，精確到0.0001 g）于100 mL旋塞聚乙烯離心管中，加入25 mL 333 mmol·L-1KMnO4，在25 ℃ 40 rpm的條件下恒溫振蕩1 h，然后在2500 rpm下離心5 min，取上清液按1∶250稀釋，在分光光度計(jì)565 nm波長(zhǎng)處測(cè)定稀釋樣品的吸光度，重復(fù)3次，同時(shí)測(cè)定空白樣，用不加土壤的空白樣品與土壤樣品的吸光度之差，計(jì)算出高錳酸鉀濃度的變化。根據(jù) KMnO4濃度的變化求出樣品的易氧化有機(jī)碳（氧化過(guò)程中 1 mmol·L-1MnO4-消耗 0.75 mmol·L-1或9 mg碳）。

土壤自然含水率用 105 ℃烘干法測(cè)定，SOC含量用重鉻酸鉀-濃硫酸容量法測(cè)定，TN含量用KN580全自動(dòng)凱氏定氮儀測(cè)定，TP含量用堿熔-鉬銻抗比色法測(cè)定，TK含量用火焰分光光度計(jì)法測(cè)定，AN用堿解擴(kuò)散法測(cè)定，AP用鹽酸氟化銨浸提比色法測(cè)定，AK用醋酸銨浸提火焰分光光度計(jì)法測(cè)定，pH用pH計(jì)測(cè)定（水土比2.5∶1）（魯如坤，2000）。

表1　不同土地利用方式土壤基本性質(zhì)Table 1　Soil basic properties under different land uses

2.3數(shù)據(jù)處理

土壤ROC分配比例是指土壤ROC含量占土壤 SOC含量的百分比（沈宏等，1999），計(jì)算公式如下：

以石櫟-青岡次生林土壤為參照土壤，土壤CMI計(jì)算公式如下（龔偉等，2008）：

式中，NL為非活性有機(jī)碳含量（mg·g-1）；SOC為有機(jī)碳含量（mg·g-1）；ROC為易氧化有機(jī)碳含量（mg·g-1）；CPI為碳庫(kù)指數(shù)；SOC樣品為樣品總有機(jī)碳含量（mg·g-1）；SOC參考為參考土壤總有機(jī)碳含量（mg·g-1）；L為碳庫(kù)活度，即碳的不穩(wěn)定性；LI為碳庫(kù)活度指數(shù)；L樣品為樣品碳庫(kù)活度；L參考為參考土壤碳庫(kù)活度；CMI為碳庫(kù)管理指數(shù)。

用Excel 2003統(tǒng)計(jì)各項(xiàng)指標(biāo)平均值、標(biāo)準(zhǔn)差并制作季節(jié)變化圖。用SPSS 10.0軟件包中的單因素方差分析（One-way ANOVA）檢驗(yàn)不同土地利用方式土壤SOC、ROC含量以及ROC分配比例、CMI的差異顯著性（P＜0.05），用Tukey-Kramer檢驗(yàn)不同土地利用方式之間、土層之間、季節(jié)之間各項(xiàng)指標(biāo)的差異顯著性（P＜0.05），用Person計(jì)算土壤ROC含量、CMI與土壤理化指標(biāo)之間的相關(guān)系數(shù)。

3　結(jié)果與分析

3.1土壤SOC的含量

如表2所示，6種土地利用方式SOC含量均表現(xiàn)為0～15 cm土層高于15～30 cm土層，0～15 cm土層 SOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 10.24～25.79 mg·g-1，平均為17.39 mg·g-1，變異系數(shù)為31.9%；15～30 cm土層為9.56～18.48 mg·g-1，平均為14.34 mg·g-1，變異系數(shù)為21.9%。除3種林地（石櫟-青岡次生林、杉木人工林、毛竹林）外，苗圃、農(nóng)用旱地、水田兩土層間的差異不顯著（P＞0.05）。不同土地利用方式同一土層SOC含量差異顯著（P＜0.05），其高低順序在兩土層間均為：石櫟-青岡次生林＞杉木人工林＞毛竹林＞水田＞農(nóng)用旱地＞苗圃。與石櫟-青岡次生林相比，杉木人工林、毛竹林下降幅度較小，分別為18.9%～23.5%、13.2%～24.5%，水田、農(nóng)用旱地分別下降了 19.0%～36.4%、35.3%～50.7%，苗圃下降幅度最大，為48.3%～60.3%。0～15 cm土層，石櫟-青岡次生林與其他5種土地利用方式之間，杉木人工林、毛竹林與苗圃、農(nóng)用旱地、水田之間，苗圃、農(nóng)用旱地與水田之間差異顯著（P＜0.05）；此外，不同土地利用方式之間差異不顯著（P＞0.05）。15～30 cm土層，除石櫟-青岡次生林與苗圃、農(nóng)用旱地、水田之間，杉木人工林、毛竹林、水田與苗圃、農(nóng)用旱地之間差異顯著（P＜0.05）外，其它土地利用方式之間差異不顯著（P＞0.05）。表明土地利用方式明顯地影響SOC含量及其分布。

表2　不同土地利用方式土壤SOC含量Table 2　Contents of soil SOC in different land-use types

表3　不同土地利用方式土壤ROC含量及其分配比例Table 3　Contents of soil ROC and the proportion of ROC to total SOC in different land-use types

3.2土壤ROC的含量及其分配比例

從表3可知，不同土地利用方式0～15 cm土層ROC含量高于15～30 cm土層，0～15 cm土層ROC質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.40～6.95 mg·g-1，平均為4.56 mg·g-1，變異系數(shù)為 43.4%；15～30 cm 土層為 2.02～4.80 mg·g-1，平均為3.46 mg·g-1，變異系數(shù)為41.2%。其中，石櫟-青岡次生林差異最大，其次是毛竹林、杉木人工林，苗圃最小；除苗圃外，其他土地利用方式在兩土層間的差異顯著（P＜0.05）。同一土層ROC含量在不同土地利用方式間差異顯著（P＜0.05），其高低順序在兩土層間均為：石櫟-青岡次生林＞毛竹林＞水田＞杉木人工林＞農(nóng)用旱地＞苗圃。與SOC相比，杉木人工林、農(nóng)用旱地、苗圃土壤 ROC含量較石櫟-青岡次生林下降幅度更大，毛竹林、水田、杉木人工林、農(nóng)用旱地、苗圃土壤 ROC含量較石櫟-青岡次生林依次下降了9.8%～22.0%、15.6%～27.6%、36.3%～40.1%、47.4%～51.2%、58.0%～65.5%。0～15 cm土層，石櫟-青岡次生林與其他5種土地利用方式之間，毛竹林、水田、杉木人工林與農(nóng)用旱地、苗圃之間，農(nóng)用旱地與苗圃之間差異顯著（P＜0.05），但毛竹林、水田、杉木人工林兩兩之間差異不顯著（P＞0.05）；15～30 cm土層，除石櫟-青岡次生林、毛竹林、水田與杉木人工林、農(nóng)用旱地、苗圃之間，杉木人工林與苗圃之間差異顯著（P＜0.05）外，其他土地利用方式間差異不顯著（P＞0.05）。由此表明，土地利用方式對(duì)土壤ROC含量的影響比對(duì)土壤SOC的影響更為明顯，但隨著土壤深度增加，其影響程度明顯減弱。

0～15cm 土層 ROC 分配比例為 21.02%～32.54%，15～30 cm土層為21.10%～28.49%，不同土地利用方式之間差異顯著（P＜0.05），高低順序?yàn)椋荷寄救斯ち郑济缙裕嫁r(nóng)用旱地＜毛竹林＜石櫟-青岡次生林＜水田。除杉木人工林、苗圃、農(nóng)用旱地與毛竹林、石櫟-青岡次生林、水田之間差異顯著（P＜0.05）外，其他土地利用方式兩兩之間差異不顯著（P＞0.05）。除毛竹林外，其他土地利用方式均表現(xiàn)為0～15 cm土層高于15～30 cm土層，但差異均不顯著（P＞0.05）（表 3）。由此表明，土地利用方式對(duì)土壤ROC分配比例影響明顯。

圖1　不同土地利用方式土壤ROC含量的季節(jié)變化Fig. 1　Seasonal variation of soil ROC concentrations under different land-use types

3.3土壤ROC含量的季節(jié)變化

從圖1可知，不同土地利用方式兩土層ROC含量的季節(jié)變化趨勢(shì)基本一致，即春夏季高于秋冬季，夏季最高，冬季最低（除農(nóng)用旱地0～15 cm土層、水田秋季最低外），夏季與冬、秋季差異顯著（P＜0.05），春季與冬季差異顯著（除水田外）（P＜0.05），秋季與冬季差異不顯著（除水田0～15 cm土層、石櫟-青岡次生林、毛竹林外）（P＞0.05）。0～15 cm土層的季節(jié)變化較15～30 cm土層明顯，0～15 cm土層，毛竹林ROC含量季節(jié)波動(dòng)最大（最高與最低之差為4.16 mg·g-1），15～30 cm土層，農(nóng)用旱地季節(jié)波動(dòng)最大（最高與最低之差為 3.34 mg·g-1），杉木人工林兩土層ROC含量季節(jié)波動(dòng)最?。?～15、15～30 cm土層ROC含量最高與最低之差分別為2.01、1.28 mg·g-1）。同一季節(jié)，0～15 cm土層ROC含量高于15～30 cm土層，特別是3種林地（石櫟-青岡次生林兩土層間春季差異最大，杉木人工林、毛竹林兩土層間夏季差異最大）。

3.4土壤CMI的變化

以石櫟-青岡次生林0～15、15～30 cm土層土壤為參照土壤，分別計(jì)算不同土地利用方式 0～15、15～30 cm土層土壤碳庫(kù)指數(shù)（CPI）、碳庫(kù)活度（L）、碳庫(kù)活度指數(shù)（LI）、碳庫(kù)管理指數(shù)（CMI），結(jié)果如表4所示。從表4可知，非活性有機(jī)碳（NL）含量也表現(xiàn)為0～15 cm土層高于15～30 cm土層，不同土地利用方式同一土層NL含量、CPI的變化趨勢(shì)與SOC一致。6種土地利用方式土壤碳庫(kù)活度（L）和碳庫(kù)活度指數(shù)（LI）一致，與土壤 ROC分配比例的變化趨勢(shì)基本一致。

如表4所示，6種土地利用方式0～15、15～30 cm土層的 CMI變化范圍分別為 33.37～100和40.67～100，同一土層CMI不同土地利用方式之間差異顯著（P＜0.05），兩土層CMI高低順序與土壤ROC含量一致，毛竹林、水田、杉木人工林、農(nóng)用旱地、苗圃較石櫟-青岡次生林分別下降了9.1%～20.9%、11.6%～18.4%、40.0%～44.1%、48.6%～51.5%和 59.3%～66.6%。表明土地利用方式對(duì)土壤CMI影響顯著，特別是土壤0～15 cm土層，不同人工林和農(nóng)業(yè)用地因人為干擾程度不同，土壤 CMI下降程度不同。

3.5土壤ROC含量、CMI與土壤理化性狀的相關(guān)性

分析結(jié)果（表5）表明，土壤ROC含量與CMI呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。土壤ROC含量、CMI 與SOC、全N、全P、水解N、有效P含量呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與全K、速效K之間不存在顯著相關(guān)關(guān)系（P＞0.05），與土壤自然含水率不存在顯著相關(guān)關(guān)系（P＞0.05），與pH呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01）。

表4　不同土地利用方式土壤碳庫(kù)管理指數(shù)Table 4　Soil carbon management index in different land-use types

4　討論

由于地表植物殘留物分解形成的有機(jī)碳首先進(jìn)入土壤表層，隨土壤深度增加，有機(jī)碳輸入量減少，因而0～15 cm土層SOC含量高于15～30 cm土層。也由于農(nóng)用旱地、水田、苗圃定期耕作等人為干擾較林地多，破壞了土壤原有的層次結(jié)構(gòu)，使上下層土壤充分混合，導(dǎo)致其上下土層間的 SOC含量差異不明顯。

SOC含量取決于進(jìn)入土壤的動(dòng)植物殘?bào)w數(shù)量與其在土壤微生物分解作用下的損失量之間動(dòng)態(tài)平衡的結(jié)果。地表地被物和經(jīng)營(yíng)過(guò)程因土地利用方式不同而異，導(dǎo)致土壤外源碳庫(kù)輸入量的差異，進(jìn)而引起不同土地利用方式 SOC含量差異顯著。本研究中，石櫟-青岡次生林兩土層SOC含量顯著高于杉木人工林、毛竹林（除15～30 cm土層外）、苗圃、農(nóng)用旱地、水田相應(yīng)土層，與王曉君等（2011）、方麗娜等（2011）的研究結(jié)果基本一致。究其原因，主要是：（1）杉木人工林、毛竹林凋落物分解緩慢，每年秋冬季清除林下植物和人工整枝、清除林內(nèi)枯死木等，導(dǎo)致SOC輸入量明顯減少；（2）毛竹林采取集約經(jīng)營(yíng)措施，每年劈山、復(fù)墾，雖施入一定數(shù)量的有機(jī)肥，但也由于土壤擾動(dòng)比較頻繁，土壤呼吸作用增加，加速了SOC的消耗；（3）林地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)用地后，地表植被凈初級(jí)生產(chǎn)量（NPP）降低或地表殘留物被移除，減少了 SOC輸入量；同時(shí)，地表植被類型的改變以及頻繁的耕作活動(dòng)致使土壤團(tuán)聚體的破壞、土壤溫度升高而促進(jìn) SOC的分解，原來(lái)穩(wěn)定的有機(jī)碳不穩(wěn)定化并加大了滲透量（Beata et al.，2005）；（4）亞熱帶地區(qū)，農(nóng)業(yè)耕作方式除了耕作和施肥以外，農(nóng)作物秸桿還田很普遍，其正激發(fā)效應(yīng)更有利于土壤原有有機(jī)碳的分解礦化（楊林章等，2005；唐國(guó)勇等，2006）。水田位于下坡洼地，田面平整，侵蝕輕微，以雙季水稻為主，施肥和作物生產(chǎn)力水平較高，淹水條件下有機(jī)質(zhì)分解速度較慢（文啟孝等，1983），故水田SOC含量高于苗圃、農(nóng)用旱地。由此表明，土地利用方式對(duì) SOC含量及其分布產(chǎn)生了顯著的影響，天然次生林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち?、農(nóng)用地后，SOC含量明顯下降。此外，除石櫟-青岡次生林為西北坡外，其他土地利用方式均為東南坡，且石櫟-青岡次生林坡度較大，導(dǎo)致土壤溫度和土壤自然含水率的差異。一般情況下，東南坡土壤溫度、含水率高于西北坡，有利于土壤有機(jī)質(zhì)的分解，進(jìn)而影響土壤 SOC的積累，這可能也是石櫟-青岡次生林SOC含量高于其他土地利用方式的原因之一。

不同土地利用方式顯著改變了 SOC輸入的數(shù)量和質(zhì)量，影響土壤生物的功能類群和數(shù)量（Thorburn et al.，2012），進(jìn)而顯著影響土壤活性有機(jī)碳含量（Dupont et al.，2010）；也由于SOC的輸入主要集中在土壤表層，且隨土層深度的增加輸入量減少，土壤ROC含量也呈遞減趨勢(shì)（王國(guó)兵等，2013）。本研究中，石櫟-青岡次生林樹(shù)種多，細(xì)根生物量大，每年有大量枯落物歸還土壤，且易分解，在地表形成明顯枯落物層，外源碳輸入量高，有利于 SOC積累；杉木人工林、毛竹林樹(shù)種單一，每年雖也有枯落物歸還土壤，以及秋冬季都會(huì)進(jìn)行砍雜、修枝、清理林下植物和地表枯死木等，但枯落物等分解速度緩慢，外源碳庫(kù)的補(bǔ)給和 SOC均明顯低于石櫟-青岡次生林（表2）；而苗圃、農(nóng)用旱地、水田進(jìn)入土壤的新鮮有機(jī)質(zhì)明顯少于石櫟-青岡次生林、杉木人工林、毛竹林，且耕作引起土壤物理環(huán)境的改變加速了SOC的分解。因此，6種土地利用方式土壤ROC含量差異顯著，特別是在0～15 cm土層。與0～15 cm土層相比，15～30 cm土層ROC含量顯著下降，部分土地利用方式間的差異逐漸減弱或消失，與 SOC含量的變化趨勢(shì)基本一致，分析也表明，土壤ROC含量與SOC含量呈極顯著相關(guān)（表5）。由此表明，不同土地利用方式導(dǎo)致外源碳庫(kù)投入和土壤理化性質(zhì)的變化顯著地影響土壤SOC含量及其空間分布，進(jìn)而影響土壤ROC含量及其空間分布。

土壤ROC的分配比例可用來(lái)反映土壤有機(jī)碳的質(zhì)量，土壤ROC的分配比例越高，SOC活性越大，越容易被植物和微生物利用和分解，質(zhì)量也就越高（Wang et al.，2010；Mandal et al.，2011）。土壤ROC的分配比例一般在15%～25%之間，但在不同生態(tài)系統(tǒng)中有所不同（王晶等，2003），隨土壤深度增加呈下降趨勢(shì)（Mandal et al.，2011；王曉君等，2011；王國(guó)兵等，2013）。本研究中，6種土地利用方式土壤ROC的分配比例在21.02%～32.54%之間，隨土層加深呈下降趨勢(shì)，與王國(guó)兵等（2013）的研究結(jié)果基本一致。其中水田、石櫟-青岡次生林、毛竹林各土層ROC的分配比例顯著高于農(nóng)用旱地、苗圃、杉木人工林，表明水田、石櫟-青岡次生林、毛竹林土壤碳庫(kù)的生物可利用性和質(zhì)量均高于農(nóng)用旱地、苗圃、杉木人工林。

不同土地利用方式兩土層ROC含量表現(xiàn)出基本一致的季節(jié)變化規(guī)律，與王瑩等（2010）、王國(guó)兵等（2013）的研究結(jié)果基本一致。主要是由于不同季節(jié)外源碳輸入量和土壤微生物活性發(fā)生了明顯變化所致。春夏季節(jié)，水熱條件適宜，植物生長(zhǎng)旺盛，為土壤提供充足的新鮮碳源，提高了土壤微生物數(shù)量、活性和植物代謝速率，枯落物分解加快，根系生長(zhǎng)和分泌物增多，促進(jìn)SOC的分解和轉(zhuǎn)化，有利于土壤ROC的累積（王瑩等，2010；王國(guó)兵等，2013）；而秋季（9月）氣溫仍較高，降水量明顯減少，出現(xiàn)“秋燥”而導(dǎo)致大部分土壤微生物難以耐受土壤干燥，因而土壤微生物活性大幅減弱（Kandeler et al.，1999），土壤ROC含量隨之降低；冬季溫度降低，植物處于休眠狀態(tài)，土壤微生物活性及其生物量明顯下降，土壤ROC含量下降。

研究表明，活性有機(jī)碳如果被結(jié)合在土壤團(tuán)聚體內(nèi)部則失去活性而變成非活性有機(jī)碳（Blair et al.，2000）。土地利用方式變化，一方面SOC輸入量的變化影響土壤活性有機(jī)碳含量，另一方面SOC穩(wěn)定性和質(zhì)量的變化導(dǎo)致土壤活性有機(jī)碳與非活性有機(jī)碳相互轉(zhuǎn)變（Six et al.，2002）。林地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)用地或草地后，由于土壤活性有機(jī)碳含量以及SOC穩(wěn)定性和質(zhì)量下降，使部分非活性有機(jī)碳轉(zhuǎn)變?yōu)榛钚杂袡C(jī)碳（Blair et al.，2000）；而造林后土壤活性有機(jī)碳含量增加，SOC穩(wěn)定性和質(zhì)量提高，一部分活性有機(jī)碳可能變?yōu)榉腔钚杂袡C(jī)碳，即活性有機(jī)碳被結(jié)合在土壤團(tuán)聚體內(nèi)部使其分解受阻而變成非活性部分（Nelson et al.，1998）。本研究中，杉木人工林、毛竹林、水田、農(nóng)用旱地、苗圃土壤ROC和NL含量均顯著低于石櫟-青岡次生林，原因可能也是 SOC輸入量明顯減少，為維持植物生長(zhǎng)和土壤微生物活性，必須使 SOC庫(kù)維持較高的活躍度，人為干擾較大的毛竹林、水田、農(nóng)用旱地、苗圃土壤碳庫(kù)活度（L）和碳庫(kù)活度指數(shù)（LI）高于天然的石櫟-青岡次生林和人為干擾相對(duì)較少的杉木人工林（表 5），以高速低效率的運(yùn)轉(zhuǎn)狀態(tài)來(lái)補(bǔ)償人類對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的脅迫，使結(jié)合在土壤團(tuán)聚體內(nèi)部的非活性有機(jī)碳被釋放，打破原有的活性碳與非活性碳之間的平衡，使非活性碳不斷地被轉(zhuǎn)化和分解，存在NL向ROC轉(zhuǎn)化的作用，從而表現(xiàn)出SOC、ROC和NL含量均下降的變化趨勢(shì)。

土壤ROC、CMI與SOC呈極顯著正相關(guān)，表明土壤ROC既不同于有機(jī)碳又與有機(jī)碳緊密相連，是土壤 SOC的一部分，明顯依賴于地表碳源的輸入、固定、轉(zhuǎn)化和分解。土壤 ROC、CMI與土壤全N、全P、水解N、有效P呈顯著正相關(guān)，是由于土壤N、P含量影響土壤微生物對(duì)其的分解和利用（徐俠等，2008），影響植物生長(zhǎng)以及植物向土壤輸入的有機(jī)質(zhì)的數(shù)量和質(zhì)量，進(jìn)而影響土壤ROC含量（Chen et al.，2012；Chen et al.，2014）。土壤pH可以影響土壤微生物類群和活性，從而影響土壤ROC的周轉(zhuǎn)（Acea et al.，1990）。土壤ROC、CMI與全K、速效K不存在相關(guān)關(guān)系，其原因有待于進(jìn)一步深入研究。以上結(jié)果表明，不同土地利用方式土壤pH、SOC、N、P的變化是導(dǎo)致不同土地利用方式間土壤 ROC、CMI差異的主要因素，同時(shí)進(jìn)一步證實(shí)了土壤 ROC是土壤養(yǎng)分的主要供給庫(kù)（張付申，1996），土壤 ROC、CMI能客觀地反映土壤的管理情況，能敏感和直觀地指示土壤養(yǎng)分的變化，也說(shuō)明了次生林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち?、農(nóng)用地后，SOC、ROC含量下降，是土壤肥力下降的重要原因。

5　結(jié)論

土地利用方式對(duì)土壤SOC、ROC含量、CMI及其空間分布產(chǎn)生了顯著的影響，但對(duì)土壤 ROC含量的季節(jié)變化節(jié)律沒(méi)有明顯影響，天然次生林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち只蜣r(nóng)用地后，土壤碳庫(kù)處于高速低效率運(yùn)轉(zhuǎn)狀態(tài)，土壤SOC、ROC含量和CMI顯著下降。不同土地利用方式外源碳庫(kù)輸入量、土壤理化性質(zhì)的變化是導(dǎo)致不同土地利用方式土壤 SOC、ROC含量、CMI及其分布差異的主要原因。因此，保護(hù)天然常綠闊葉林，科學(xué)合理地經(jīng)營(yíng)和利用林地資源，對(duì)穩(wěn)定土壤碳庫(kù)、提高土壤肥力具有重要的作用和意義。

ACEA M J， CARBALLAS T. 1990. Principal components analysis of the soil microbial populations of humid zone of Galicia （Spain） ［J］. Soil Biology & Biochemistry， 22（6）: 749-759.

BEATA M， PEDRO L M， ELENO T， et al. 2005. No tillage and crop rotation effects on soil aggregation and organic carbon in a Rhodic Ferralsol from southern Brazil ［J］. Soil & Tillage Research， 80（80）: 185-200.

BLAIR G J， CROCKER G J. 2000. Crop rotation effects on soil carbon and physical fertility of two Australian soils ［J］. Australian Journal of Soil Research， 38（1）: 71-84.

CHEN X M， LI Y L， MO J M， et al. 2012. Effects of nitrogen deposition on soil organic carbon fractions in the subtropical forest ecosystems of S China ［J］. Journal of Plant Nutrition and Soil Science， 175（6）: 947-953 CHEN X M， LIU J X， DENG Q， et al. 2014. Effects of elevated CO2and nitrogen addition on soil organic carbon fractions in a subtropical forest ［J］. Plant and Soil， 357（1-2）: 25-34.

CONTEH A， LEFROY R D B， BLAIR G J. 1997. Dynamics of organic matter in soil as determined by variations in 13C/12C isotopic ratios and fractionation by ease of oxidation ［J］. Soil Research， 35（4）: 881-890.

DELWIER R P. 1986. Land use change and the global carbon cycle: the role of tropical soils ［J］. Biogeochemistry， 2（1）: 67-93.

DUPONT S T， CULMAN S W， FERRIS H， et al. 2010. No-tillage conversion of harvested perennial grassland to annual cropland reduces root biomass， decreases active carbon stocks， and impacts soil biota ［J］. Agriculture， Ecosystems and Environment， 137（1-2）: 25-32.

KANDELER E， TSCHERKO D， SPIEGEL H. 1999. Long-term monitoring of microbial biomass， N mineralization and enzyme activities of a Chernozem under different tillage management ［J］. Biology and Fertility of Soils， 28（4）: 343-351.

MANDAL U K， YADAV S K， SHARMA K L， et al. 2011. Estimating permanganate-oxidizable active carbon as quick indicator for assessing soil quality under different land-use system of rainfed Alfisols ［J］. Indian Journal Agricultural Science， 81（11）: 927-931.

NELSON P N， BALDOCK J A， OADES J M. 1998. Change in dispersible clay content， organic carbon contents and electrolyte composition following incubation of sodic soil ［J］. Australian Journal of Soil Research， 36（6）: 883-897.

SIX J， CONTANT R T， PAUL E A， et al. 2002. Stabilization mechanisms of soil organic matter: implications for C-saturation of soils ［J］. Plant and Soil， 241（2）: 155-176.

THORBURN P J， MEIER E A， COLLINS K， et al. 2012. Changes in soil carbon sequestration， fractionation and soil fertility in response to sugarcane residue retention are site-specific ［J］. Soil & Tillage Research， 120（2）: 99-111.

WANG Y， RUAN H H， HUANG L L， et al. 2010. Soil labile organic carbon with different land uses in reclaimed land area from Taihu Lake ［J］. Soil Science， 175（12）: 624-630.

ZHANG G L. 2010. Changes of soil labile organic carbon in different land uses in Sanjiang Plain， Heilongjiang Province ［J］. Chinese Geographical Science， 20（2）: 139-143.

段正鋒， 傅瓦利， 甄曉君， 等. 2009. 巖溶區(qū)土地利用方式對(duì)土壤有機(jī)碳組分及其分布特征的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào)， 23（2）:109-114.

方麗娜， 楊效東， 杜杰. 2011. 土地利用方式對(duì)西雙版納熱帶森林土壤微生物生物量碳的影響［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 22（4）: 837-844.

龔偉， 胡庭興， 王景燕， 等. 2008. 川南天然常綠闊葉林人工更新后土壤碳庫(kù)與肥力的變化［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 28（6）: 2536-2545.

李琳， 李素娟， 張海林， 等. 2006. 保護(hù)性耕作下土壤碳庫(kù)管理指數(shù)的研究［J］. 水土保持學(xué)報(bào)， 20（3）: 106-109.

李裕元， 邵明安， 鄭紀(jì)勇， 等. 2007. 黃土高原北部草地的恢復(fù)與重建對(duì)土壤有機(jī)碳的影響［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 27（6）: 2279-2287.

魯如坤. 2000. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法［M］. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社: 146-165.

沈宏， 曹志洪， 胡義正. 1999. 土壤活性有機(jī)碳的表征及其生態(tài)效應(yīng)［J］.生態(tài)學(xué)雜志， 18（3）: 32-38.

唐國(guó)勇， 黃道友， 童成立， 等. 2006. 紅壤丘陵景觀單元土壤有機(jī)碳和微生物生物量碳含量特征［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 17（3）: 429-433.

王國(guó)兵， 趙小龍， 王明慧， 等. 2013. 蘇北沿海土地利用變化對(duì)土壤易氧化碳含量的影響［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 24（4）: 921-926.

王晶， 解宏圖， 朱平， 等. 2003. 土壤活性有機(jī)質(zhì)（碳）的內(nèi)涵和現(xiàn)代分析方法概述［J］. 生態(tài)學(xué)雜志， 22（6）: 109-112.

王曉君， 王憲帥， 黃叢德， 等. 2011. 岷江上游森林/干旱河谷交錯(cuò)帶不同土地利用類型土壤有機(jī)碳和活性有機(jī)碳特征［J］. 水土保持學(xué)報(bào)，25（2）: 167-172.

王瑩， 阮宏華， 黃亮亮， 等. 2010. 圍湖造田不同土地利用方式土壤有機(jī)碳和易氧化碳［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 19（4）: 913-918.

文啟孝， 林心雄. 1983. 紅壤地區(qū)土壤有機(jī)質(zhì)的含量和特征［C］//李慶逵.中國(guó)紅壤. 北京: 科學(xué)出版社: 119-127.

吳建國(guó)， 張小全， 徐德應(yīng). 2004. 六盤(pán)山林區(qū)幾種土地利用方式下土壤活性有機(jī)碳比較［J］. 植物生態(tài)學(xué)報(bào)， 28（5）: 657-664.

徐明崗， 于榮， 孫小鳳， 等. 2006. 長(zhǎng)期施肥對(duì)我國(guó)典型土壤活性有機(jī)質(zhì)及碳庫(kù)管理指數(shù)的影響［J］. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 12（4）: 459-465.

徐俠， 王豐， 欒以玲， 等. 2008. 武夷山不同海拔植被土壤易氧化碳［J］.生態(tài)學(xué)雜志， 27（7）: 1115-1121.

楊林章， 徐琪. 2005. 土壤生態(tài)系統(tǒng)［M］. 北京: 科學(xué)出版社: 70-71.

張付申. 1996. 不同施肥處理對(duì)塿土和黃綿土有機(jī)質(zhì)氧化穩(wěn)定性的影響［J］. 河南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)， 30（1）: 80-84.

張仕吉， 項(xiàng)文化， 徐桂林. 2009. 杉木林地不同更新方式土壤活性有機(jī)碳的分布及其碳庫(kù)管理指數(shù)［J］. 水土保持學(xué)報(bào)， 23（4）: 213-217， 226.

周?chē)?guó)模， 姜培坤. 2004. 不同植被恢復(fù)對(duì)侵蝕型紅壤活性碳庫(kù)的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào)， 18（6）: 68-70.

Effects of Land Use on Soil Readily Oxidized Carbon and Carbon Management Index in Hilly Region of Central Hunan Province

ZHANG Shiji1， XIANG Wenhua2， 3， SUN Weijun2， FANG Xi2， 3
1. School of Material science and Engineering， Central South University of Forestry and Technology， Changsha 410004， China；2. School of Life science and technology， Central South University of Forestry and Technology，Changsha 410004， China；
3. State Key Laboratory of Ecological Applied technology in Forest Area of South China， Changsha 410004， China

In order to understand the effects of land use types on soil readily oxidized carbon （ROC） and carbon management index （CMI） in the mid-subtropical zone， KMnO4chemical oxidation method was used to study the seasonal variations of soil ROC concentration， calculate soil CMI by using Lithocarpus glaber-Cyclobalanopsis glauca secondary forest as contrast， and investigate correlation of soil ROC concentration and soil CMI with soil physicochemical properties in six adjacent land use types: （1） L. glaber-C. glauca secondary forest. （2） Cunninghamia lanceolata plantation. （3） Phyllostachys edulis stands. （4） Seedling nursery lands. （5） Slope farmland. And （6） paddy field in hilly areas of central Hunan， China. The results showed that soil ROC concentrations and the proportion of ROC to total SOC in the 0～15， 15～30 cm soil depth were significantly different with the land use types， soil ROC concentration ranked in an order L. glaber-C. glauca secondary forest ＞ C. lanceolata plantation ＞P. edulis stands ＞ paddy field ＞ slope farmland ＞ seedling nursery lands， the proportions of ROC to total SOC were in the order as follow: paddy field ＞ L. glaber-C. glauca secondary forest ＞P. edulis stands ＞ slope farmland ＞ seedling nursery lands ＞ C. lanceolata plantation. Compared with L. glaber-C. glauca secondary forest， soil ROC concentrations decreased by 9.8%～15.6%， 22.0%～36.3%，27.6%～40.1%， 47.4%～51.2%， 58.0%～65.5% in P. edulis stands， paddy field， C. lanceolata plantation， slope farmland and nursery，respectively， soil CMI decreased by 11.6%～18.4%， 9.1%～20.9%， 40.0%～44.1%， 48.6%～51.5% and 59.3%～66.6% in paddy field， P. edulis stands， C. lanceolata plantation， slope farmland and seedling nursery lands， respectively. Seasonal variations of ROC concentrations were considerable but a similar change patterns were found in different land use types. Soil ROC concentrations were significantly higher in spring， summer than in autumn and winter， the highest was in summer， the lowest in winter or autumn. Positive correlations were found between soil ROC concentrations， soil CMI and soil SOC， total N， total P， hydrolysis N， available P，negative correlation was found between soil ROC concentrations， soil CMI and soil pH， however no correlation was found between soil ROC concentrations， soil CMI and soil moisture content， total K， available K. The results demonstrated that effects of land use types on soil ROC concentration and CMI were significant. Stability， bioavailability of soil carbon pool， soil ROC concentration and the soil CMI were significantly reduced when secondary forests were converted to plantations or agricultural lands.

hilly region of central Hunan Province； land use types； readily oxidized carbon （ROC）； secondary forest； carbon management index （CMI）

10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.06.001

S154.1； X144

A

1674-5906（2016）06-0911-09

國(guó)家林業(yè)公益性行業(yè)科研專項(xiàng)（201504411）；中南林業(yè)科技大學(xué)引進(jìn)高層次人才科研啟動(dòng)基金項(xiàng)目（2014YJ019）作者簡(jiǎn)介：張仕吉（1967年生），男，副研究員，博士，研究方向?yàn)樯稚鷳B(tài)學(xué)。E-mail: zhangshiji430202@163.com

2016-03-10