盛浩，李潔，周萍，張楊珠

1. 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖南 長沙410128；2. 中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長沙 410125

土地利用變化對花崗巖紅壤表土活性有機(jī)碳組分的影響

盛浩1*，李潔1，周萍2，張楊珠1

1. 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，湖南 長沙410128；2. 中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長沙 410125

摘要：活性有機(jī)碳（LOC）庫是土壤質(zhì)量和環(huán)境變化的“指示器”。了解土壤LOC儲量及其對人為干擾的響應(yīng)對預(yù)測區(qū)域土壤有機(jī)碳（SOC）庫的早期變化趨勢具有重要意義。通過選取中亞熱帶湘東丘陵區(qū)花崗巖紅壤4種典型的土地利用方式，包括樟樹（Cinnamomum camphora）天然林以及由此轉(zhuǎn)變而來的杉木（Cunninghamia lanceolata）人工林、板栗（Castanea mollissima）園和坡耕地，采用物理、化學(xué)和生物化學(xué)方法研究了不同利用方式表土（0～20 cm）活性有機(jī)碳組分[顆粒有機(jī)碳、輕組有機(jī)碳（LFOC）、易氧化有機(jī)碳、溶解性有機(jī)碳（DOC）和微生物生物量碳（MBC）]的數(shù)量及其占土壤有機(jī)碳的比例（LOC/SOC）和影響因素。結(jié)果表明：天然林改為其他土地利用方式后，SOC和LOC組分的碳密度均顯著降低，但以LFOC和MBC的降幅最大（34%～67%和49%～86%），超出SOC降幅（25%～35%）。因此，LFOC和MBC可作為本區(qū)花崗巖紅壤土地利用變化后表土SOC變化的早期敏感指標(biāo)。同時(shí)，表征土壤碳庫質(zhì)量的指標(biāo)LOC/SOC大多降低，特別是天然林改為坡耕地后，LFOC/SOC、DOC/SOC和MBC/SOC的降幅更為明顯，分別達(dá)到55%、71%和83%。土地利用變化后，SOC、細(xì)根生物量和地表枯落物的數(shù)量也分別減少25%～34%、56%～98%和47%～99%，可以部分解釋土壤LOC數(shù)量的損失。本研究結(jié)果表明，亞熱帶天然常綠闊葉林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち?、?jīng)濟(jì)林或農(nóng)用地后，不僅導(dǎo)致花崗巖紅壤有機(jī)碳庫儲量的減少，也造成碳庫質(zhì)量的下降。

關(guān)鍵詞：土壤有機(jī)質(zhì)；碳儲量；細(xì)根生物量；農(nóng)業(yè)土地管理措施；土壤碳循環(huán)

引用格式：盛浩，李潔，周萍，張楊珠. 土地利用變化對花崗巖紅壤表土活性有機(jī)碳組分的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(7): 1098-1102.

SHENG Hao, LI Jie, ZHOU Ping, ZHANG Yangzhu. Effect of Land Use Change on Labile Organic Carbon Fractions of Soil Derived from Granite [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(7): 1098-1102.

熱帶亞熱帶土地利用活動向大氣排放的溫室氣體占到了人類總排放量的12%～20%，成為僅次于化石燃料燃燒的第二大人為碳源（IPCC，2013）。其中，林地改變?yōu)檗r(nóng)業(yè)用地是主要途徑。2000─2010年間，全球毀林速度高達(dá)13×106hm-2·a-1，林地轉(zhuǎn)換不僅造成植物生物量的大量損失，也伴隨著土壤碳的流失（FAO，2010）。據(jù)估計(jì)，熱帶亞熱帶林地的破壞和轉(zhuǎn)換導(dǎo)致土壤碳排放速率高達(dá)1.0 Pg·a-1（Baccini et al.，2012）。減少林地破壞和恢復(fù)自然植被已成為減排溫室氣體最有效的手段（Don et al.，2011）。

相對于北方溫帶地區(qū)，熱帶亞熱帶土壤有機(jī)質(zhì)匱乏，成為限制土壤肥力和質(zhì)量的關(guān)鍵因素之一。然而，天然林地一經(jīng)開墾，土壤有機(jī)碳（SOC）含量隨即下降（Stevenson，1994）。土壤中的活性有機(jī)碳（LOC）周轉(zhuǎn)快、不穩(wěn)定，常用作土地利用變化后SOC早期變化的敏感“指示器”（Nahrawi et al.，2012；Wang et al.，2013；吳秀坤等，2013）。一系列物理、生物化學(xué)測定LOC的方法迅速引起了研究者的重視，分離出諸如：顆粒有機(jī)碳（POC）、輕組有機(jī)碳（LFOC）、易氧化有機(jī)碳（ROC）、溶解性有機(jī)碳（DOC）和微生物生物量碳（MBC）等LOC組分。然而，這些不同環(huán)境下測定的LOC能否視作SOC的敏感“指示器”？它們在不同區(qū)域是否具有普適性？仍有待驗(yàn)證。例如，亞熱帶天然常綠闊葉林改為人工林30 a后，DOC和ROC均未有顯著變化（Wang et al.，2013）。在熱帶馬來西亞東部，森林改為油棕和菠蘿種植園后，0～15 cm表土的活性有機(jī)碳含量升高18%和6%（Nahrawi et al.，2012）。了解不同方法測定的LOC組分對土地利用變化的響應(yīng)及其差異，對于理解人為管理下土壤碳損失機(jī)理和明確土壤質(zhì)量演變方向也有一定的意義。

過去幾十年里，隨著我國亞熱帶紅壤區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)基地建設(shè)和綜合開發(fā)，大面積天然林改為人工/經(jīng)濟(jì)林、果園和坡耕地。這種快速的土地利用變化已經(jīng)造成了生產(chǎn)力下降、嚴(yán)重水土流失、土壤有機(jī)質(zhì)水平降低等環(huán)境問題（Yang et al.，2009；Sheng et al.，2015；盛浩等，2014），而相關(guān)土壤生態(tài)過程仍有待深入研究。本文選擇中亞熱帶丘陵區(qū)（湖南省瀏陽市）本底條件基本一致、土地利用史清晰的天然常綠闊葉林、杉木人工林、板栗園和坡耕地的典型土地利用方式，以“空間換時(shí)間”的方法研究不同土地利用方式對土壤活性碳組分的影響，目的在于（1）量化不同活性碳組分對土地利用變化的響應(yīng)及差異；（2）了解土壤有機(jī)碳、細(xì)根生物量對土壤活性有機(jī)碳組分的影響；（3）采用LOC/SOC指標(biāo)來評估土地利用變化的影響。

1　材料與方法

1.1采樣點(diǎn)概況

本研究采樣地設(shè)在湖南省瀏陽市大圍山國家森林保護(hù)區(qū)（28°21′～28°26′N，114°02′～114°12′E）附近，典型低丘地貌，中亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候。原生植被為亞熱帶常綠闊葉林，但多轉(zhuǎn)變?yōu)榇紊帧⑷斯?經(jīng)濟(jì)林和果園。土壤為古老的中元古代（8億年前）雪峰晚期中粒堇青石二云母花崗閃長巖高度風(fēng)化后發(fā)育的花崗巖紅壤。天然林自然演替時(shí)間>300 a，優(yōu)勢種為樟樹（Cinnamomum camphora），林下灌木層明顯，草本稀少。毗鄰的杉木（Cunninghamia lanceolata）人工林、板栗（Castanea mollissima）園和坡耕地皆由次生雜木林經(jīng)砍伐、煉山后轉(zhuǎn)變而來。2003年?duì)I造杉木人工林，其林下灌木和草本覆蓋度低，水土流失嚴(yán)重；基于坡改梯技術(shù)營建果園和坡耕地，果樹品種為板栗；坡耕地為菜地，夏季種辣椒，下半年種一季紅薯或小白菜，存在間歇性摞荒現(xiàn)象。果園和坡耕地定期施肥、除草和殺蟲，季節(jié)性干旱時(shí)，定期人工澆灌。樣地調(diào)查表明，天然林、杉木人工林和板栗園的林分密度分別為2600、2300、1200 Plant·hm-2，平均樹高分別為10.4、9.8、9.6 m，平均胸徑分別為11.2、8.2、9.1 cm。樣地枯枝落葉層、細(xì)根和表土基本理化性質(zhì)參見表1，詳細(xì)資料可另見參考文獻(xiàn)（盛浩等，

2014）。

1.2土壤樣品采集

2012年12月，在各土地利用方式內(nèi)隨機(jī)設(shè)置3塊25 m×25 m樣地。采用自制鋼制土鉆（內(nèi)徑2.8 cm）在各樣地內(nèi)隨機(jī)鉆取深度20 cm土芯8～10根，收集0～20 cm土樣，按地塊混合成1個(gè)樣品。用環(huán)刀（100 cm3）取原狀土，測定表土容重。同時(shí)在各樣地采用自制根鉆（內(nèi)徑6.8 cm）隨機(jī)鉆取0.6 m深土芯6～8根，按每20 cm分割土芯。每塊樣地單獨(dú)設(shè)置3個(gè)1 m×1 m的樣方，收集并測定地表枯枝落葉現(xiàn)存量。采集的混合土樣、土芯、凋落物用保鮮袋封好，帶回實(shí)驗(yàn)室供分析用。

表1　不同利用方式枯枝落葉層、表土（0～20 cm）和細(xì)根的基本性狀Table 1 Litter layer, fine root biomass, and 0～20 cm topsoil properties under different land uses

新鮮土樣帶回室內(nèi)，分別揀去可見石礫、動植物殘?bào)w、根系以及碎屑后，分成兩部分。一部分自然風(fēng)干，分別過2、0.25和0.149 mm孔徑尼龍篩用于LFOC、ROC、POC以及常規(guī)指標(biāo)的測定；另一部分新鮮土樣立即過2 mm孔徑尼龍篩，混勻，于4 ℃冰箱中避光保存，用于DOC和MBC測定。鉆取的土芯，立即用清水將根系沖洗出，按外形、顏色、彈性等特征挑出<2 mm細(xì)根，35 ℃烘干稱重；收集的枯枝落葉烘干稱重，計(jì)算現(xiàn)存量。

1.3樣品分析與測定

采用重鉻酸鉀外加熱法測定土壤有機(jī)碳含量；環(huán)刀法測定土壤容重；吸管法測定土壤機(jī)械組成（魯如坤，2000）。POC采用濕篩法提取，重鉻酸鉀外加熱容量法測定碳含量（Camberdella，1994）；LFOC采用1.7 g·cm-3NaI重液法提取，燒失法測定碳含量（錢寶等，2011）；ROC采用333 mmol·L-1KMnO4氧化，可見分光光度計(jì)565 nm波長處比色（Blair et al.，1995）；DOC采用0.5 mol·L-1K2SO4浸提，MBC采用氯仿熏蒸—K2SO4浸提，濾液中碳用重鉻酸鉀外加熱容量法測定（Wu et al.，1990；蔣友如等，2014）。

1.4數(shù)據(jù)計(jì)算和統(tǒng)計(jì)

不同土地利用方式土壤有機(jī)碳及其活性組分的碳密度基于各土層碳含量、容重計(jì)算得到，公式如下：

式中：Corg為剖面土壤碳密度（t·hm-2）；SOCi為i層土壤有機(jī)碳或活性碳的含量（g·kg-1）；ρi為i層土壤容重（g·cm-3）；hi為i層土層厚度（cm）。

所有的數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)和分析均在Excel 2003和SPSS 13.0軟件平臺下實(shí)現(xiàn)。采用Pearson相關(guān)系數(shù)表示LOC組分的碳密度與SOC密度、枯枝落葉現(xiàn)存量和細(xì)根生物量的相關(guān)性，顯著性水平設(shè)為0.05，極顯著水平設(shè)為0.01。

2　結(jié)果與分析

2.1土壤活性有機(jī)碳組分的密度比較

中亞熱帶天然林改為人工林、果園和坡耕地后，SOC以及大多數(shù)活性碳組分的密度顯著降低，以LFOC和MBC的降幅相對最高，分別降低了34%～67%和49%～86%（表2）；其中，天然林改為果園和坡耕地后，POC密度顯著減少38%和33%，而天然林改為坡耕地，DOC的密度顯著降低78%。值得注意的是，4種土地利用方式的ROC密度無顯著差異。從平均值看，僅LFOC和MBC密度的降幅（56%和62%）明顯高出SOC的降幅（31%），可作為土地利用變化后SOC早期變化的敏感指標(biāo)。

表2　土地利用變化后土壤有機(jī)碳及其活性碳組分的碳密度的降幅Table 3 Reduction percentages of soil organic C (SOC) and its labile fractions following land use change　%

不同方法測得土壤活性碳組分的數(shù)量差異較大，以ROC碳密度最高，介于7.34～9.50 t·hm-2，而DOC和MBC碳密度相對最低，介于0.09～0.64 t·hm-2（表3）。POC和LFOC的數(shù)量較接近，介于1.08～3.25 t·hm-2。

表3　不同利用方式土壤活性有機(jī)碳組分的碳密度Table 2 Stocks of soil organic C and its labile fractions under different land use systems (Different uppercase letters in same row indicate significant differences among different land uses)　t·hm-2

土地利用變化后，土壤活性碳組分占有機(jī)碳的比例（LOC/SOC）大多降低（表4）。特別是天然林改為坡耕地后，LFOC/SOC、DOC/SOC和MBC/SOC的降幅尤為明顯（55%、71%和83%）。POC/SOC的降幅相對較小，ROC/SOC甚至出現(xiàn)升高現(xiàn)象。

表4　不同利用方式土壤活性有機(jī)碳組分占土壤有機(jī)碳的比例Table 4 Ratios of LOC fractions to SOC under different land use systems　%

2.2土壤活性有機(jī)碳組分與土壤有機(jī)碳、細(xì)根生物量的關(guān)系

不同方法測得的土壤活性碳組分的密度與SOC密度、枯枝落葉現(xiàn)存量、細(xì)根生物量之間大多存在顯著正相關(guān)關(guān)系（表5）。其中，MBC和枯枝落葉層現(xiàn)存量、細(xì)根生物量之間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系。ROC與枯枝落葉現(xiàn)存量、細(xì)根生物量之間無顯著相關(guān)關(guān)系，但與SOC存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系。

表5　花崗巖紅壤0～20 cm表土LOC組分的碳密度與枯枝落葉現(xiàn)存量、SOC密度和細(xì)根生物量的相關(guān)系數(shù)Table 5 Pearson correlation coefficients between 0～20 cm topsoil LOC fractions and standing stock of forest floor, topsoil SOC stock and fine root biomass

3　討論

研究表明，天然林墾殖后，SOC數(shù)量和質(zhì)量即在數(shù)年內(nèi)迅速降低，以活性更高的SOC組分降幅更大（Stevenson，1994；Don et al.，2011；Wang et al.，2013）。本文中，天然常綠闊葉林改為杉木人工林、板栗園和坡耕地后，LFOC和MBC的降幅明顯高出SOC降幅。LOC/SOC常作為土壤碳庫質(zhì)量的指標(biāo)（Sheng et al.，2015）。本研究中，除ROC/SOC外，土地利用變化后LOC/SOC呈降低趨勢，表明土壤碳庫質(zhì)量降低，尤其是改為坡耕地后，SOC質(zhì)量下降最為明顯。Yang et al.（2009）的研究表明，0～60 cm土層LFOC的碳密度減少52%～84%。然而，SOC及其活性組分對土地利用變化的響應(yīng)仍存在一定的不確定性和區(qū)域差異。研究表明，中亞熱帶天然林改為杉木人工林30 a后，SOC、DOC和ROC均未有明顯變化，特別是MBC含量反而顯著升高（Wang et al.，2013），可能與其所選作參照的天然林演替時(shí)間較短（僅50 a）和樹種差異有關(guān)。在馬來西亞東部，天然林改為油棕和菠蘿種植園后，表土層（0～15 cm）活性有機(jī)碳也升高18%和6%（Nahrawi et al.，2012）。在巴西，天然林改為綜合管理的可可種植園后，表土SOC和活性胡敏酸含量則未有顯著變化，可能與當(dāng)?shù)乜煽蓤@在園面種植豆科作物、保留作物殘余物覆蓋和施肥有關(guān)（Guimar?es et al.，2013）。在澳大利亞，亞熱帶天然林與南洋杉人工林表土MBC含量也沒有顯著差異，也可能與樹種有關(guān)（Xu et al.，2008）。

全球范圍內(nèi)，不同方法測定的活性碳組分常用作土地利用變化后SOC早期變化的敏感指標(biāo)。然而，本文中僅LFOC和MBC的降幅超出SOC降幅，可視作敏感指標(biāo)（表3）。從平均值看，POC、ROC 和DOC對土地利用變化響應(yīng)的敏感度均不及SOC。ROC對土地利用變化響應(yīng)則不敏感，可能與ROC中含有較大比例的土壤緩性、鈍性有機(jī)碳組分有關(guān)。也有研究報(bào)道KMnO4在氧化土壤有機(jī)質(zhì)過程中會形成大量復(fù)雜的中間產(chǎn)物（Mendham et al.，2002）。此外，KMnO4對木質(zhì)素特別敏感，可能無法應(yīng)用于木質(zhì)素含量較高的林地土壤（Tirol-Padre et al.，2004）。土地利用變化后砂粒含量升高（表1），相應(yīng)地與砂粒結(jié)合的有機(jī)碳數(shù)量可能增加，這可能導(dǎo)致POC對土地利用變化響應(yīng)不敏感。據(jù)報(bào)道，花崗巖紅壤POC中主要以粗顆粒態(tài)（250～2000 μm）有機(jī)碳為主，而細(xì)顆粒態(tài)（53～250 μm）有機(jī)碳能更好代表SOC的變化（邱牡丹等，2014）。另外，天然林改為杉木林、板栗園后，DOC的降幅低于SOC，可能DOC與粘粒礦物的強(qiáng)烈吸附有關(guān)（蔣友如等，2014）。

LOC/SOC作為一個(gè)比值，可有效避免使用LOC絕對量或?qū)Σ煌琒OC含量的土壤進(jìn)行比較時(shí)出現(xiàn)的一些問題（劉守龍等，2006）。然而，天然林改變?yōu)椴煌耐恋乩梅绞胶?，不同方法測得的土壤LOC/SOC的變化趨勢也不盡相同。ROC/SOC并不能正確的指示土壤SOC變化趨勢（表4）。天然林改為其他土地利用方式后，LFOC/SOC和MBC/SOC可以很好地指示土壤質(zhì)量或健康變化。源自植物的新鮮有機(jī)質(zhì)（LFOC）為土壤微生物生長提供關(guān)鍵的能量供應(yīng)（Xiao et al.，2015）。天然林轉(zhuǎn)變后，土壤微生物生物量及其能量供應(yīng)的底物（LFOC）大幅降低，可以敏感地指示SOC的變化。

SOC及其活性組分的碳密度依賴于土壤碳輸入和輸出的平衡。首先，天然林改變?yōu)槠渌恋乩梅绞胶?，改變了植物種的組成和碳輸入狀況（盛浩等，2014），新鮮的枯枝落葉厚度和數(shù)量都大幅降低，枯枝落葉現(xiàn)存量減少了47%～99%（表1）。另據(jù)報(bào)道，天然林改變?yōu)榇紊?、人工林和果園后，凋落物輸入量亦顯著降低（Sheng et al.，2010）。其次，地下根系死亡周轉(zhuǎn)、分泌和脫落量也可能顯著降低。本文中，0～60 cm細(xì)根生物量顯著降低50%～99%（表1）。據(jù)報(bào)道，亞熱帶天然林改為人工林后，細(xì)根周轉(zhuǎn)量降低5%～45%（Sheng et al.，2010）。土地利用變化降低了源自植物殘?bào)w的活性碳輸入量。其次，天然林轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ち值?、農(nóng)用地后，土溫升高、土壤濕度降低，可能利于微生物對SOC及其組分的分解（Mendham et al.，2002）。第三，天然林轉(zhuǎn)變后，開墾、耕作、澆水、除草的管理措施破壞大團(tuán)聚體，釋放小團(tuán)聚體，將團(tuán)聚體保護(hù)、膠結(jié)的新鮮碳暴露在外，微生物較易利用，從而減少顆粒有機(jī)碳數(shù)量。第四，農(nóng)業(yè)管理中引入新鮮的活性碳可能激發(fā)旱地土壤中原有SOC的快速分解，加速碳損失（Kuzyakov，2010）。最后，本區(qū)丘陵坡度較陡，土地用途轉(zhuǎn)變后，常造成嚴(yán)重的水土流失，顆粒較小、密度較輕的有機(jī)無機(jī)復(fù)粒以及溶解性有機(jī)質(zhì)在土地轉(zhuǎn)變的前幾年里迅速隨水而流失。

4　結(jié)論

中亞熱帶湘東丘陵區(qū)土地利用變化后，土壤活性碳密度顯著降低，尤以LFOC和MBC的降幅最大。基于不同方法測定的土壤活性碳組分對土地利用變化的響應(yīng)敏感度并不一致，其中表土POC、ROC和DOC無法敏感地指示土地利用變化后SOC的早期變化，LFOC和MBC可作為本區(qū)域土地利用變化后SOC早期變化的敏感指標(biāo)。土地利用變化后，LOC/SOC大多降低，土壤碳庫質(zhì)量下降。LOC/SOC也可用于評估土地利用變化后土壤碳庫質(zhì)量變化的指標(biāo)。本區(qū)土地利用變化不僅導(dǎo)致土壤碳庫數(shù)量減少，也造成碳庫質(zhì)量的下降應(yīng)引起重視。

參考文獻(xiàn)：

BACCINI A, GOETZ S J, WALKER W S, et al. 2012. Estimated carbon dioxide emissions from tropical deforestation improved by carbon-density maps [J]. Nature Climate Change, 2(3): 182-185.

BLAIR G J, LEFROY R D B, LISLE L. 1995. Soil carbon fractions based on their degree of oxidation, and the development of a carbon management index for agricultural systems [J]. Australian Journal of Agricultural Research, 46(7): 1459-1466.

CAMBERDELLA C A, ELLIOTT E T. 1994. Carbon and nitrogen dynamics of some fraction from cultivated grassland soils [J]. Soil Science Society of America Journal, 58(1): 123-130.

DON A, SCHUMACHER J, FREIBAUER A. 2011. Impact of tropical land-use change on soil organic carbon stocks-a meta-analysis [J]. Global Change Biology, 17(4): 1658-1670.

FAO. 2010. Global Forest Resources Assessment 2010 [M]. Rome: Food and Agriculture Organization of the United Nations: 9-48.

GUIMAR?ES D V, GONZAGA M I, SILVA T O, et al. 2013. Soil organic matter pools and carbon fractions in soil under different land uses [J].Soil and Tillage Research, 126: 177-182.

IPCC. 2013. Climate Change 2013: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [M]. New York: Cambridge University Press: 3-29.

KUZYAKOV Y. 2010. Priming effects: Interactions between living and dead organic matter [J]. Soil Biology and Biochemistry, 42(9): 1363-1371.

MENDHAM D S, O’CONNEL A M, GROVE T S. 2002. Organic matter characteristics under native forest, long-term pasture, and recent conversion to Eucalyptus plantations in Western Australia: microbial biomass, soil respiration, and permanganate oxidation [J]. Australian Journal of Soil Research, 40(5): 859-872.

NAHRAWI H, HUSNI M H A, RADZIAH A O. 2012. Labile carbon and carbon management index in peat planted with various crops [J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 43(12): 1647-1657.

SHENG H, YANG Y, YANG Z, et al. 2010. The dynamic response of soil respiration to land-use changes in subtropical China [J]. Global Change Biology, 16(3): 1107-1121.

SHENG H, ZHOU P, ZHANG Y, et al. 2015. Loss of labile organic carbon from subsoil due to land-use changes in subtropical China [J]. Soil Biology and Biochemistry, 88: 148-157.

STEVENSON F J. 1994. Humus Chemistry: Genesis, Composition, Reactions (2nded.) [M]. New York: John Wiley and Sons: 1-23.

TIROL-PADRE A, LADHA J K. 2004. Assessing the reliability of permanganate-oxidizable carbon as an index of soil labile carbon [J]. Soil Science Society of America Journal, 68(3): 969-978.

WANG Q K, XIAO F M, HE T X, et al. 2013. Responses of labile soil organic carbon and enzyme activity in mineral soils to forest conversion in the subtropics [J]. Annals of Forest Science, 70(6): 579-587.

WU J, JOERGENSEN R G, POMMERENING B, et al. 1990. Measurement of soil microbial biomass C by fumigation-extraction-an automated procedure [J]. Soil Biology and Biochemistry, 22(8): 1167-1169.

XIAO C, GUENET B, ZHOU Y, et al. 2015. Priming of soil organic matter decomposition scales linearly with microbial biomass response to litter input in steppe vegetation [J]. Oikos, 124(5): 649-657.

XU Z H, WARD S, CHEN C R, et al. 2008. Soil carbon and nutrient pools, microbial properties and gross nitrogen transformations in adjacent natural forest and hoop pine plantations of subtropical Australia [J]. Journal of Soils and Sediments, 8(2): 99-105.

YANG Y S, XIE J S, SHENG H, et al. 2009. The impact of land use/cover change on storage and quality of soil organic carbon in midsubtropical mountainous area of southern China [J]. Journal of Geographical Sciences, 19(1): 49-57.

蔣友如, 盛浩, 王翠紅, 等. 2014. 湘東丘陵區(qū)4種林地深層土壤溶解性有機(jī)碳的數(shù)量和光譜特征[J]. 亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報(bào), 9(3): 61-67.

劉守龍, 蘇以榮, 黃道友, 等. 2006. 微生物商對亞熱帶地區(qū)土地利用及施肥制度的響應(yīng)[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 39(7): 1411-1418.

魯如坤. 2000. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社: 231-233.

錢寶, 劉凌, 肖瀟. 2011. 土壤有機(jī)質(zhì)測定方法對比分析[J]. 河海大學(xué)學(xué)報(bào), 39(1): 35-38.

邱牡丹, 盛浩, 顏雄, 等. 2014. 湘東丘陵4種林地深層土壤顆粒有機(jī)碳及其組分的分配特征[J]. 農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究, 35(4): 493-499.

盛浩, 周萍, 李潔, 等. 2014. 中亞熱帶山區(qū)深層土壤有機(jī)碳庫對土地利用變化的響應(yīng)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 34(23): 7004-7012.

吳秀坤, 李永梅, 李朝麗, 等. 2013. 納版河流域土地利用方式對土壤總有機(jī)碳以及活性有機(jī)碳的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 22(1): 6-11.

Effect of Land Use Change on Labile Organic Carbon Fractions of Soil Derived from Granite

SHENG Hao1, LI Jie1, ZHOU Ping2, ZHANG Yangzhu1
1. College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China; 2. Key Laboratory of Agro-Ecological Processes in Subtropical Region, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125, China

Abstract:Labile organic C (LOC) is a sensitive indicator of soil quality and environmental change. Understanding responses of LOC stock to land use change is essential to predicate early change of soil organic C (SOC) at regional scale. Four typical land use systems were selected in hilly region of subtropical China, including natural forest (dominated by Cinnamomum camphora), Chinese fir (Cunninghamia lanceolata) plantation, Chinese chestnut (Cunninghamia lanceolata) orchard, and sloping tillage. Stocks of soil (0～20 cm) labile organic C (LOC) fractions, ratios of LOC to SOC, and their controls were measured. LOC fractions include particulate organic C, light fraction organic C (LFOC), readily oxidated organic C, dissolved organic C, and microbial biomass C (MBC). Results showed that SOC stocks and its LOC fractions were significantly reduced after natural forest change to other land uses. The highest reduction occurred in LFOC and MBC (34%～67% and 49%～86%), which was larger than that of SOC (25%～35%). Consequently, LFOC and MBC were recommended as early sensitive indicators for SOC change after the land use change. Most ratios of LOC to SOC were reduced, with the largest reduction (55%, 71%, and 83%) in change to sloping tillage, indicating the decrease of SOC quality. Declined LOC stock can be explained by the reduction of fine root biomass, SOC stock, and standing stock of forest floor. It is implied that land use change not only decreased soil C stocks but also soil C quality in subtropical China.

Key words:soil organic matter; C stock; fine root biomass; agricultural land management practices; soil C cycling

收稿日期：2014-12-08

*通信作者。

作者簡介：盛浩（1982年生），男，副教授，博士，主要研究方向?yàn)橥寥蕾Y源利用與環(huán)境。E-mail: shenghao82@hunau.edu.cn

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31100381）；湖南省自然科學(xué)基金項(xiàng)目（13JJ4066）

中圖分類號：X144；S151.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號：1674-5906（2015）07-1098-05

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.07.002