吳健利，劉夢(mèng)云，趙國(guó)慶，虞亞楠，劉麗雯，劉　歡（西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，農(nóng)業(yè)部西北植物營(yíng)養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，陜西楊凌712100）

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黃土臺(tái)塬土地利用方式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化及溫室氣體排放的影響

吳健利，劉夢(mèng)云*，趙國(guó)慶，虞亞楠，劉麗雯，劉歡
（西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，農(nóng)業(yè)部西北植物營(yíng)養(yǎng)與農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，陜西楊凌712100）

摘要：以黃土臺(tái)塬區(qū)耕地、天然草地、灌木林地、喬灌混交林和喬木林地為研究對(duì)象，采用靜態(tài)箱-氣相色譜法、室內(nèi)密閉培養(yǎng)法對(duì)其土壤溫室氣體及有機(jī)碳礦化動(dòng)態(tài)進(jìn)行了監(jiān)測(cè)和分析。結(jié)果表明：土壤總有機(jī)碳和各種活性碳組分含量分布規(guī)律一致，均表現(xiàn)為草地顯著高于林地，林地顯著高于耕地（P＜0.05）；土壤有機(jī)碳礦化量趨勢(shì)為培養(yǎng)初期增長(zhǎng)迅速，后期增速緩慢，0～5 cm土層草地土壤有機(jī)碳礦化累積量是林地的1.26～1.34倍，是耕地的1.82倍，5～20 cm土層較0～5 cm土層有所降低，耕地降幅高達(dá)48%；不同土地利用土壤礦化碳潛力Cp值在0.81～2.70 mg·kg-1之間且差異顯著（P＜0.05），而不同土地利用土壤有機(jī)碳分解速率常數(shù)k差異不顯著；五種土地利用方式的土壤可礦化碳累計(jì)分配比例表明，耕地土壤有機(jī)碳礦化能力最高，固存量最小，而草地土壤有機(jī)碳礦化能力最低，固存量最多；耕地土壤釋放的主要溫室氣體CO2和N2O強(qiáng)度顯著高于其他用地類(lèi)型，而CH4的吸收強(qiáng)度為林地＞天然草地＞耕地。綜上，退耕還林還草極大地推動(dòng)了該區(qū)土壤有機(jī)碳的固定，減弱了土壤向大氣排放溫室氣體的潛力。

關(guān)鍵詞：黃土臺(tái)塬；土地利用；礦化；活性碳；溫室氣體

吳健利，劉夢(mèng)云，趙國(guó)慶，等.黃土臺(tái)塬土地利用方式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化及溫室氣體排放的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 35（5）：1006-1015.

WU Jian-li, LIU Meng-yun, ZHAO Guo-qing, et al. Effects of land-use types on soil organic carbon mineralization and greenhouse gas emissions in Loess tableland［J］. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（5）:1006-1015.

土壤是溫室氣體產(chǎn)生的重要來(lái)源之一，其產(chǎn)生與呼吸排放溫室氣體是陸地生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)的一個(gè)重要過(guò)程，也是土壤碳氮庫(kù)的主要輸出途徑［1］，全球土壤碳庫(kù)約2.5×1015kg，是大氣碳庫(kù)的3.3倍和全球生物體碳庫(kù)的4.5倍［2］。由于土壤碳的庫(kù)容巨大，土壤有機(jī)碳較小的變化將會(huì)對(duì)大氣中二氧化碳的濃度和全球碳循環(huán)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響。最為易變的有機(jī)碳是土壤可礦化碳，土壤有機(jī)碳礦化是土壤生物通過(guò)自身活動(dòng)、分解和利用土壤中活性有機(jī)組分來(lái)完成自身代謝，同時(shí)釋放CO2的過(guò)程［3］，它是土壤中重要的生物化學(xué)過(guò)程，直接關(guān)系到土壤養(yǎng)分元素的釋放與供應(yīng)，CO2、N2O、CH4等氣體的排放以及土壤質(zhì)量的維持［4］。

土壤總有機(jī)碳（TOC）是土壤中一切生物殘?bào)w及其轉(zhuǎn)化、降解的有機(jī)化合物，可分為活性有機(jī)碳和惰性有機(jī)碳。其中活性有機(jī)碳組分有可溶性有機(jī)碳（DOC）、易氧化態(tài)有機(jī)碳（ROC）、顆粒有機(jī)碳（POC）和輕組有機(jī)碳（LFOC）等［5］。土壤活性有機(jī)碳是對(duì)微生物有較高活性的那部分碳素，是礦化過(guò)程中重要的碳源物質(zhì)，容易被分解利用，變成CO2，其含量及組分影響著有機(jī)碳的礦化特征［6］。因此，土壤有機(jī)碳礦化必將受到土壤活性有機(jī)碳庫(kù)的影響［7］。當(dāng)前人類(lèi)活動(dòng)帶來(lái)的土地利用的變化，是全球碳循環(huán)動(dòng)力的主要驅(qū)動(dòng)因子。不同土地利用方式下，有機(jī)物質(zhì)輸入和輸出的不同導(dǎo)致土壤理化和生物學(xué)性狀的差異，根系和土壤動(dòng)物呼吸的來(lái)源也發(fā)生顯著變化，影響土壤有機(jī)碳的組成和微生物對(duì)有機(jī)碳的礦化過(guò)程［8］。土地利用方式的改變對(duì)土壤有機(jī)碳礦化速率的增加或減少，直接決定土壤在全球碳收支過(guò)程中的碳源/匯作用［9］。

目前，針對(duì)我國(guó)不同土地利用條件下土壤有機(jī)碳礦化特征的研究較多［10-14］，而關(guān)于不同土地利用方式土壤溫室氣體排放的研究報(bào)道較少［15-16］。本研究通過(guò)對(duì)黃土臺(tái)塬植被恢復(fù)過(guò)程中的土壤溫室氣體排放和土壤有機(jī)碳礦化進(jìn)行動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)，綜合分析了耕地、天然草地、灌木林地、喬灌混交林地和喬木林地五種典型土地利用方式對(duì)研究區(qū)土壤有機(jī)碳礦化及主要溫室氣體CO2、NO2和CH4排放特征的影響，探討了植被恢復(fù)過(guò)程中不同土地利用方式下土壤碳、氮的變異狀況，以期為研究區(qū)土壤溫室氣體減排提供數(shù)據(jù)支持，為正確理解植被恢復(fù)對(duì)陸地生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)的作用提供科學(xué)依據(jù)。

1　材料與方法

1.1研究區(qū)概況

研究區(qū)位于陜西省咸陽(yáng)市永壽縣馬蓮灘林場(chǎng)，林場(chǎng)所屬區(qū)域是國(guó)家科技攻關(guān)項(xiàng)目“黃河中游黃土高原區(qū)（永壽）水土保持型植被建設(shè)技術(shù)研究與示范”試驗(yàn)基地。該區(qū)位于黃土高原渭北臺(tái)塬溝壑區(qū)，海拔高度900～1300 m，塬面地形波狀起伏，溝坡崎嶇破碎，溝谷深切，水土流失嚴(yán)重，氣候?qū)贉貛Т箨懠撅L(fēng)性氣候，干旱指數(shù)為1.73～1.80，平均氣溫10.8℃，無(wú)霜期210 d，平均降水量601.6 mm，年均風(fēng)速2 m·s-1。該區(qū)總面積26.27 km2，其中山地、溝壑面積8.20 km2，塬面10.87 km2，耕地開(kāi)墾年限在1000年以上，農(nóng)田為一年一熟制，常規(guī)管理方式，植被恢復(fù)前均為農(nóng)地，造林后采用封山禁牧、自然恢復(fù)的管理措施。該區(qū)主要土壤類(lèi)型為黑壚土。

1.2土壤樣品采集

本研究包括耕地、天然草地、灌木林地、喬灌混交林地和喬木林地5種土地利用方式，遵循典型性及恢復(fù)階段相近兩個(gè)原則，在所選樣地內(nèi)選取長(zhǎng)勢(shì)具有代表性、恢復(fù)階段相近的采樣區(qū)域。選取17個(gè)具有代表性的采樣點(diǎn)，除去地表凋落物后，用不銹鋼锨采集0～5 cm和5～20 cm土層土樣并分層混合，每層為1個(gè)土樣，每個(gè)采樣點(diǎn)做三次重復(fù)，0～5 cm和5～20 cm土層的土樣分別有51個(gè)樣品，共計(jì)102個(gè)土壤樣品。用四分法取足樣品后裝入密封的塑料袋中帶回實(shí)驗(yàn)室。去除混入土樣中的凋落物和根系，一部分土樣風(fēng)干至約40%的飽和含水量，保存在冰箱中用于可礦化碳的培養(yǎng)；一部分土樣陰干后，去除根系、可見(jiàn)植物殘?bào)w和石塊，研磨過(guò)2 mm和0. 25 mm的篩以供測(cè)定土壤有機(jī)碳組分。具體采樣環(huán)境見(jiàn)表1。

1.3氣體樣品采集與分析

土壤溫室氣體采集用靜態(tài)箱-氣相色譜法，關(guān)于箱的大小、形狀細(xì)節(jié)和實(shí)驗(yàn)過(guò)程參考文獻(xiàn)［17］。箱體是由PVC材料制成的直徑15 cm、高25 cm的圓柱體，箱蓋中心為橡皮塞，便于針管插入采集氣體樣品。安置前將基座內(nèi)綠色植物齊地剪掉，盡可能不擾動(dòng)地表凋落物，降低對(duì)土壤表層的破壞。安置時(shí)，將箱體插入地下10 cm，地上部分保留15 cm左右，防止因周?chē)寥浪蓜?dòng)而造成氣體泄漏，氣體采集用10 mL醫(yī)用針管分別在安置好箱體后的0、10、30、60、90、120 min抽取氣室內(nèi)的空氣樣品，在抽取氣體之前，將箱蓋擰緊，并在橡皮塞周?chē)铀芊?。待氣體樣品采集完成后，帶回實(shí)驗(yàn)室用氣相色譜儀7890A測(cè)定其中CO2、CH4和N2O濃度。CO2、CH4和N2O的通量計(jì)算公式參考文獻(xiàn)［18］。

實(shí)驗(yàn)于2015年4—5月進(jìn)行，氣體樣品采集時(shí)間為晴朗天氣的11：00—15：00之間，此時(shí)間段溫度變化最小［19-20］，采樣頻率為每月一次。

表1　土壤采樣點(diǎn)基本情況Table 1 Basic situations of soil sampling sites

1.4土壤有機(jī)碳礦化培養(yǎng)

采用室內(nèi)恒溫培養(yǎng)、堿液吸收法測(cè)定。稱取新鮮土樣50 g，與盛放10 mL NaOH溶液的小培養(yǎng)皿共同放入大培養(yǎng)皿中，上面倒扣同樣大的培養(yǎng)皿，并密封大培養(yǎng)皿相接觸的縫隙，同時(shí)設(shè)置4個(gè)空白，于28℃恒溫下培養(yǎng)。分別于培養(yǎng)第0.5、1.5、3、5、15、39、111、159、327、399、519、1215、1575 h進(jìn)行可礦化碳測(cè)定。密封前通入新鮮空氣，以滿足土壤好氧微生物的呼吸需要，維持整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中土壤水分狀況近似。用濃度為0.5 mol·L-1的硫酸測(cè)定NaOH吸收的有機(jī)碳分解釋放CO2的量。培養(yǎng)過(guò)程中CO2-C的釋放量計(jì)算參考文獻(xiàn)［21］。

1.5供試土壤基本理化性質(zhì)測(cè)定

土壤總有機(jī)碳的測(cè)定采用重鉻酸鉀-濃硫酸外加熱法；全氮用開(kāi)氏法消解，K2300型全自動(dòng)定氮儀測(cè)定。

可溶性有機(jī)碳測(cè)定：取過(guò)1 mm篩風(fēng)干土12.5 g，加50 mL 0.5 mol·L-1K2SO4溶液浸提，在振蕩機(jī)上以180 r·min-1振蕩30 min后過(guò)濾，用TOC儀測(cè)定濾液中有機(jī)碳，即為可溶性有機(jī)碳；土壤輕組有機(jī)碳測(cè)定參照徐尚起等［22］的方法；土壤顆粒有機(jī)碳的測(cè)定參考劉夢(mèng)云等［23］的測(cè)定方法；土壤易氧化有機(jī)碳測(cè)定方法參考文獻(xiàn)［5］。

1.6數(shù)據(jù)分析

因?yàn)橥寥琅囵B(yǎng)時(shí)間較短（僅1575 h），土壤有機(jī)碳礦化主要是活性有機(jī)碳分解，所以應(yīng)用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程分析土壤有機(jī)碳礦化動(dòng)態(tài)［3，12］：

y=Cp（1-e-kx）

式中：Cp表示土壤有機(jī)碳礦化潛力，g·kg-1；k表示有機(jī)碳礦化速率常數(shù)，h-1；y表示培養(yǎng)時(shí)間為x時(shí)土壤有機(jī)碳礦化累積CO2-C量，g·kg-1；x表示培養(yǎng)時(shí)間，h。

采用SPSS 19.0和Excel 2007進(jìn)行數(shù)據(jù)處理。用SPSS 19.0進(jìn)行單因素方差分析（One-Way ANOVA），判斷不同土地利用方式和土層深度對(duì)土壤有機(jī)碳礦化量的影響。不同土地利用土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化量、礦化率和Cp的多重比較采用Duncan新復(fù)極差法，然后經(jīng)過(guò)t檢驗(yàn)（P=0.05和P=0.01）。用Pearson法對(duì)土壤有機(jī)碳礦化參數(shù)與其他碳組分進(jìn)行相關(guān)性分析，繪圖均采用Origin 9.0軟件。

2　結(jié)果與分析

2.1不同土地利用土壤有機(jī)碳礦化累積量

土壤有機(jī)碳礦化累積釋放的CO2-C量是指在一定時(shí)間內(nèi)土壤有機(jī)碳礦化為無(wú)機(jī)碳后所釋放的CO2數(shù)量（以每千克干土釋放CO2-C的毫克數(shù)計(jì)），它是土壤有機(jī)碳礦化速率的表征之一。如圖1所示，在土壤礦化培養(yǎng)的前519 h，土壤礦化累積的CO2-C量增長(zhǎng)迅速；隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤礦化累積的CO2-C量增長(zhǎng)速度急劇下降；培養(yǎng)1215 h之后，增長(zhǎng)速度又呈略微增加趨勢(shì)。0～5 cm和5～20 cm土層土壤在室內(nèi)培養(yǎng)519 h時(shí)，各利用方式土壤累積礦化碳含量分別占總礦化碳量的79.43%～86.81%、80.59%～86.80%，由此可知，土壤有機(jī)碳礦化主要發(fā)生在培養(yǎng)的前519 h。

土地利用方式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化累積CO2-C量的影響較大，0～5 cm土層土壤可礦化碳累積量表現(xiàn)為天然草地＞喬木林地＞喬灌混交林地＞灌木林地＞耕地。天然草地在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)礦化碳累積量達(dá)到3 063.14 mg·kg-1，是耕地的1.82倍；林地礦化累積CO2-C量在2200～2400 mg·kg-1之間。5～20 cm土層土壤有機(jī)碳礦化累積CO2-C量以天然草地與灌木林地為最高，均在2200 mg·kg-1以上，且差異不明顯；喬灌混交林地和喬木林地次之，耕地最少，為879.01 mg·kg-1，是天然草地的38%。這五種土地利用5～20 cm土層土壤有機(jī)碳礦化累積CO2-C量較0～5 cm土層均有不同程度的下降，其中喬木林地下降幅度最大（下降了848.77 mg·kg-1），而灌木林地下降幅度最?。ㄏ陆盗?9.54 mg·kg-1）。

2.2不同土地利用土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化分配比例

土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化分配比例是指在一定時(shí)間內(nèi)土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化量占土壤有機(jī)碳含量的比例，能在一定程度上反映土壤的固碳能力［24］。培養(yǎng)1575 h 的0～5 cm土層耕地土壤累計(jì)礦化分配比例顯著高于其他用地類(lèi)型（圖2），而其他四種土地利用類(lèi)型差異不顯著（P＞0.05）。說(shuō)明耕地較其他用地類(lèi)型土壤有機(jī)碳分解能力強(qiáng)，固碳作用差。5～20 cm土層耕地的土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化分配比顯著低于林地31%～39% （P＜0.05），三種不同林型之間差異不顯著（P＞0.05）。除耕地（5～20 cm土層土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化分配比例低于0～5 cm土層39%）外，其他用地類(lèi)型土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化分配比例在5～20 cm土層較0～5 cm土層有所增加，增加幅度在25%～76%之間。

圖1　不同土地利用方式土壤可礦化碳累積量Figure 1 Cumulative amount of mineralizable soil carbon under different land use types

圖2　不同土地利用土壤有機(jī)碳累計(jì)礦化量分配比例Figure 2 Percentages of cumulative carbon mineralization to soil organic carbon content under different land use types

不同大、小寫(xiě)字母分別表示5～20 cm和0～5 cm土層不同

土地利用之間差異顯著（P＜0.05）

Different lowercase and capital letters represent significant differences between different land uses for 0～5 cm and 5～20 cm soil depths，respectively（P＜0.05）

2.3不同土地利用土壤有機(jī)碳礦化模擬

用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合土壤有機(jī)碳礦化動(dòng)態(tài)均達(dá)到較好效果（R2＞0.80）［25］。如表2所示，黃土臺(tái)塬不同土地利用方式土壤礦化碳潛力Cp值存在較大差異，供試土壤Cp值在0.811～2.704 g·kg-1之間，草地的Cp值在1.90～2.70 g·kg-1之間，顯著高于林地和耕地。但5～20 cm土層土壤有機(jī)碳礦化潛力較0～5 cm土層有不同程度的降低。不同土地利用土壤有機(jī)碳礦化速率常數(shù)k差異不顯著（P＞0.05）。各利用方式土壤有機(jī)碳礦化速率常數(shù)k除灌木林地外均表現(xiàn)為5～20 cm土層高于0～5 cm土層。

不同土地利用土壤有機(jī)碳礦化潛力與土壤有機(jī)碳含量的比值（Cp/SOC值）能夠反映土壤有機(jī)碳的固存能力，該值越高，土壤有機(jī)碳礦化能力越強(qiáng)，有機(jī)碳的固存量越?。?］。土地利用方式對(duì)土壤Cp/SOC值有顯著影響，整體上耕地最高（0～5 cm土層為林地和草地的近2倍），灌木林地與喬灌混交林地次之，草地和喬木林地最低，說(shuō)明耕地土壤有機(jī)碳礦化能力高，有機(jī)碳的固存量??；而草地和喬木林地土壤有機(jī)碳礦化能力較低，有機(jī)碳的固存量大。林地和草地土壤Cp/SOC值表現(xiàn)為5～20 cm土層相較于0～5 cm土層土壤有機(jī)碳礦化能力提高，而固碳能力降低。

2.4土地利用對(duì)土壤不同碳組分含量的影響

如表3所示，不同土地利用土壤各種碳組分含量之間差異明顯。0～5 cm土層土壤各種活性碳組分和總有機(jī)碳含量均表現(xiàn)為草地＞灌木林地＞喬灌混交林地＞喬木林地＞耕地，天然草地、灌木林地、喬灌混交林地、喬木林地土壤總有機(jī)碳含量分別是耕地的3.52、2.71、2.52、2.45倍，且5～20 cm土層土壤有機(jī)碳各組分含量均低于0～5 cm土層土壤。

表2　不同土地利用土壤有機(jī)碳分解一級(jí)反應(yīng)方程擬合參數(shù)Table 2 Fitting parameters of soil organic carbon decomposition by first-order reaction equation under different land use types

表3　不同土地利用土壤各組分有機(jī)碳含量Table 3 Content of soil organic carbon components under different land use types

2.5土壤有機(jī)碳礦化參數(shù)與其他碳組分的關(guān)系

如表4所示，土壤有機(jī)碳礦化碳潛力Cp值與可溶性有機(jī)碳和輕組有機(jī)碳之間極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與土壤總有機(jī)碳、全氮、粗顆粒有機(jī)碳、細(xì)顆粒有機(jī)碳、易氧化有機(jī)碳顯著正相關(guān)（P＜0.05），土壤有機(jī)碳礦化碳潛力Cp值與土壤可溶性有機(jī)碳含量的相關(guān)系數(shù)最大，高達(dá)0.996，而土壤有機(jī)碳礦化速率常數(shù)k與各碳組分之間的相關(guān)性均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。

表4　土壤有機(jī)碳礦化參數(shù)Cp、k與土壤各理化性質(zhì)的相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlations of Cpand k with soil physical and chemical properties

2.6土地利用對(duì)土壤溫室氣體排放速率的影響

如圖3所示，土地利用對(duì)黃土臺(tái)塬土壤主要溫室氣體CO2、N2O和CH4排放量影響較大。耕地土壤CO2排放最高，達(dá)0.55 μmol·m-2·s-1，顯著高于林地和草地26%～67%；其次為灌木林地、喬木林地、天然草地，喬灌混交林地最低，為0.29 μmol·m-2·s-1。灌木林地、喬木林地、天然草地三種利用方式土壤CO2排放量差異不顯著，而與耕地和喬灌混交林地之間差異顯著（P＜0.05）。耕地土壤N2O的排放強(qiáng)度最高，為16.13 mol· m-2·s-1，喬灌混交林地次之，二者差異不顯著；其次為灌木林地、喬木林地；草地最低，為2.71 mol·m-2·s-1，分別是耕地、喬灌混交林地、灌木林地、喬木林地的16.79%、17.76%、28.19%、44.37%。CH4的排放通量均為負(fù)值，土壤CH4的吸收強(qiáng)度為林地＞天然草地＞耕地，且各土地利用之間差異不顯著。

圖3　不同土地利用土壤CO2、N2O、CH4排放通量Figure 3 Soil CO2, N2O and CH4emissions under different land use types

不同小寫(xiě)字母表示不同土地利用方式之間差異顯著（P＜0.05）

Different lowercase represent significant differences between different land uses（P＜0.05）

3　討論

3.1土地利用對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響

本研究中，土壤有機(jī)碳礦化累積量呈現(xiàn)出兩個(gè)階段，培養(yǎng)初期增長(zhǎng)迅速，后期緩慢。土地利用方式的改變，造成土壤理化性質(zhì)尤其是土壤有機(jī)碳含量的改變，加之其他生物要素和非生物要素以及人類(lèi)干擾方式的差異，從而對(duì)土壤有機(jī)碳的礦化過(guò)程和礦化速率產(chǎn)生影響［24］。在礦化培養(yǎng)初期（519 h內(nèi)），不同土地利用土壤有機(jī)碳礦化累積CO2-C量較高，達(dá)到總礦化量的79.43%～86.81%，與張鵬等［11］的研究結(jié)果一致。這主要是因?yàn)樵诘V化培養(yǎng)早期，分解的土壤有機(jī)碳主要來(lái)源于由大部分植物殘?bào)w、相當(dāng)數(shù)量的微生物和周轉(zhuǎn)迅速的微小動(dòng)物碎片等組成的活性碳，這些易分解組分快速分解，其中大量養(yǎng)分迅速釋放，促進(jìn)了微生物活性，因此土壤中碳的礦化速率和礦化量增長(zhǎng)迅速。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤中易分解組分被微生物完全利用后，開(kāi)始轉(zhuǎn)向較難分解的木質(zhì)素和纖維素等成分，釋放給微生物的能源物質(zhì)緩慢，微生物活動(dòng)也相應(yīng)緩和，礦化速率隨之減緩，碳分解量隨之下降［13］。

土壤有機(jī)碳分解速率常數(shù)k介于3.47×10-3～12.80× 10-3h-1之間，土壤Cp值在0.81～2.70 g·kg-1之間。Moscatelli等［26］發(fā)現(xiàn)土地利用方式的改變能對(duì)土壤有機(jī)碳礦化產(chǎn)生較大影響，農(nóng)田的礦化累積CO2-C量比草地高。也有研究認(rèn)為土地利用方式影響了黑土有機(jī)碳的分解速率，但有機(jī)碳分解速率常數(shù)與有機(jī)碳含量之間并沒(méi)有呈現(xiàn)明顯的規(guī)律性［27］。本研究結(jié)果表明，土地利用方式對(duì)黃土臺(tái)塬區(qū)土壤有機(jī)碳礦化有較大影響，但有機(jī)碳分解速率常數(shù)與有機(jī)碳含量之間并沒(méi)有呈現(xiàn)明顯的相關(guān)性，與Parton等［27］的研究結(jié)果一致。整體來(lái)看，土壤有機(jī)碳礦化潛力Cp、有機(jī)碳分解速率常數(shù)k和固碳能力表現(xiàn)為草地＞林地＞耕地，且5～20 cm土層較0～5 cm土層土壤有機(jī)碳礦化累積量有所降低，其中耕地的降幅最大，高達(dá)48.2%，可能是由于土壤表層有機(jī)碳含量較高、活性有機(jī)碳含量所占比例較高所致［28］。土壤有機(jī)碳礦化累積量、礦化潛力均隨土層的加深而降低，而土壤有機(jī)碳礦化分配比例和有機(jī)碳礦化速率常數(shù)則隨著土層加深而增加（耕地與林地、草地剛好相反）。這與其他研究結(jié)果不一致，可能與本研究中土地利用方式的差異有關(guān)。本研究中，林地和草地封閉管理，0～5 cm土層積累了大量的有機(jī)物質(zhì)，為微生物的繁殖和生長(zhǎng)提供了有利條件，因而增加了可礦化碳的含量，但由于占有機(jī)碳比例低，與耕地相比，總體上增加了碳的固定。5～20 cm土層回歸土壤的腐殖物質(zhì)減少，微生物活性減弱，降低了其對(duì)土壤碳的礦化能力，但礦化碳占總有機(jī)碳的比例有所增加，因而5～20 cm土層林地和草地固碳能力較0～5 cm土層有所降低；而耕地由于采用傳統(tǒng)耕作方式，0～20 cm不斷深耕及農(nóng)產(chǎn)品回歸土壤的量少，所以微生物活性強(qiáng)，可礦化碳占有機(jī)碳比例高，有機(jī)碳固定能力弱。5～20 cm與0～5 cm土層相比，碳的礦化程度減少反而使其固碳能力增加。

3.2土地利用對(duì)土壤溫室氣體排放的影響

土壤產(chǎn)生CO2是土壤呼吸的結(jié)果。土壤呼吸是一個(gè)復(fù)雜的生物學(xué)過(guò)程，受到土壤溫度、濕度、有機(jī)質(zhì)以及人為活動(dòng)等多種生物和非生物因素的綜合影響，不同土地利用方式土壤溫度、微生物數(shù)量及酶活性等的不同導(dǎo)致土壤呼吸的差異［29］。陳書(shū)濤等［30］研究認(rèn)為土地利用方式對(duì)土壤呼吸的影響作用大于土壤溫度、濕度等環(huán)境因子。Larionova等［31］研究發(fā)現(xiàn)林地土壤CO2釋放速率顯著高于草地和農(nóng)田，并且認(rèn)為造成林地土壤呼吸速率顯著高于草地和農(nóng)田的主要原因是林地土壤與草地和農(nóng)田土壤碳密度之間的差異。本研究發(fā)現(xiàn)耕地土壤CO2排放強(qiáng)度顯著高于林地和天然草地，草地有機(jī)碳含量顯著高于林地，耕地土壤有機(jī)碳含量最低。這與土壤CO2排放速率的變化規(guī)律不一致，可能是由于土壤質(zhì)地以及人為活動(dòng)對(duì)耕地土壤結(jié)構(gòu)造成干擾，使得土壤孔隙度變大，有利于土壤微生物及土壤動(dòng)物的呼吸。

土壤中N2O的產(chǎn)生主要是在微生物的參與下，通過(guò)硝化和反硝化作用完成，而土壤基本性質(zhì)的改變影響了土壤微生物硝化和反硝化過(guò)程，最終使得土壤的N2O排放量在不同土地利用方式下存在一定的差異［32］。林杉等［33］研究認(rèn)為N2O年排放通量為菜地＞果園＞旱地＞水改旱地＞林地，并且認(rèn)為此結(jié)果主要是由果園有較高的施肥量而林地不施肥，以及林地土壤溫度較低造成的。本研究區(qū)土壤N2O的排放強(qiáng)度為耕地最高（16.13 mol·m-2·s-1），林地次之，草地最低（2.71 mol·m-2·s-1），說(shuō)明耕地是黃土臺(tái)塬區(qū)土壤N2O的主要排放源。這可能是因?yàn)楦亻L(zhǎng)期增施氮肥增加了農(nóng)田中氮素含量，從而促進(jìn)了N2O的排放，而且耕地經(jīng)過(guò)系統(tǒng)翻耕能夠促進(jìn)礦化作用，進(jìn)而生成銨態(tài)氮及硝態(tài)氮，增加土壤氮素的積累，待土壤溫度、濕度等條件適宜情況下，N2O會(huì)大量釋放［31］。這與Dheri等［34］的研究結(jié)果一致。

CH4是僅次于CO2的溫室氣體，土壤產(chǎn)生CH4主要分為兩個(gè)步驟：首先，在厭氧環(huán)境中厭氧細(xì)菌將土壤中有機(jī)物質(zhì)分解為簡(jiǎn)單的小分子化合物；其次，產(chǎn)甲烷細(xì)菌進(jìn)一步將小分子化合物轉(zhuǎn)化為CH4［32］。土壤CH4的吸收匯強(qiáng)度為林地＞天然草地＞耕地，且各土地利用之間差異不顯著（P＜0.05），與劉慧峰等［16］的研究結(jié)果一致。目前關(guān)于CH4產(chǎn)生和排放的影響機(jī)制報(bào)道較少且不一致，有待于進(jìn)一步研究和討論。

3.3不同土地利用土壤有機(jī)碳礦化潛力Cp值與其他碳組分之間的相關(guān)性

土壤活性有機(jī)碳是易被土壤微生物分解礦化，對(duì)植物養(yǎng)分供應(yīng)有最直接作用的那部分有機(jī)碳，如植物殘茬、根類(lèi)物質(zhì)、真菌菌絲、微生物及其滲出物（如多糖）等。本研究測(cè)定了黃土臺(tái)塬不同土地利用土壤總有機(jī)碳和活性有機(jī)碳組分含量，結(jié)果表明土壤各種活性碳組分和總有機(jī)碳含量均表現(xiàn)為草地＞林地＞耕地的趨勢(shì)，且5～20 cm土層土壤有機(jī)碳各組分含量低于0～5 cm土層。

已有研究結(jié)果表明，土壤有機(jī)碳的礦化速率動(dòng)態(tài)與可溶性有機(jī)碳含量的變化趨勢(shì)一致，特別是黃泥土二號(hào)，可溶性有機(jī)碳含量與土壤有機(jī)碳日均礦化量達(dá)到極顯著相關(guān)水平［35］。另外，土壤有機(jī)碳礦化也受活性有機(jī)碳組分初始含量的影響，土壤有機(jī)碳中活性較高的那部分易被微生物分解利用，是潛在的可礦化有機(jī)碳［7］。本研究發(fā)現(xiàn)，土壤Cp值與可溶性有機(jī)碳、輕組有機(jī)碳極顯著正相關(guān)（P＜0.01），這是由于水溶性的有機(jī)碳較易為微生物利用。一般認(rèn)為，有機(jī)碳的解聚和溶解是其礦化的先決條件，有機(jī)碳在轉(zhuǎn)化為CO2、CH4前必須先進(jìn)入溶液中，因此可溶性有機(jī)碳的含量動(dòng)態(tài)和周轉(zhuǎn)應(yīng)與土壤有機(jī)碳的礦化有密切關(guān)系。土壤Cp值與土壤總有機(jī)碳、全氮、易氧化態(tài)有機(jī)碳之間的相關(guān)性顯著（P＜0.05）。通過(guò)回歸分析發(fā)現(xiàn)，盡管不同土地利用土壤有機(jī)碳組分含量差別很大（表3），但土壤有機(jī)碳礦化潛力Cp值與土壤輕組有機(jī)碳之間的一元回歸方程y=1.081+0.242x的決定系數(shù)R2為0.818，達(dá)到了極顯著水平（P＜0.01），這說(shuō)明土壤輕組有機(jī)碳可解釋有機(jī)碳礦化的81.8%。二元回歸方程y=1.183-0.001x1+0.293x2中，在保留土壤輕組有機(jī)碳含量的同時(shí)，引入變量土壤可溶性有機(jī)碳含量，回歸方程的決定系數(shù)R2增加到0.824，也達(dá)到了極顯著水平（P＜0.01），表明土壤輕組有機(jī)碳含量和可溶性有機(jī)碳含量共同解釋土壤有機(jī)碳礦化的82.4%的變異。因此，黃土臺(tái)塬區(qū)土壤礦化碳潛力受土壤中輕組有機(jī)碳和可溶性有機(jī)碳共同作用的影響。

4　結(jié)論

（1）土壤有機(jī)碳礦化總量表現(xiàn)為草地最高，林地次之，耕地最低，0～5 cm土層土壤可礦化碳含量顯著高于5～20 cm土層。

（2）土壤總有機(jī)碳含量與其他各種活性碳組分含量分布規(guī)律一致：草地顯著高于林地，林地顯著高于耕地，0～5 cm土層明顯高于5～20 cm土層，可溶性有機(jī)碳和輕組有機(jī)碳與土壤有機(jī)碳礦化潛力Cp值存在極顯著正相關(guān)關(guān)系，總有機(jī)碳、全氮、大中顆粒態(tài)有機(jī)碳、易氧化態(tài)有機(jī)碳與土壤有機(jī)碳礦化潛力Cp值存在顯著正相關(guān)關(guān)系。

（3）土地利用方式對(duì)黃土臺(tái)塬區(qū)土壤主要溫室氣體CO2、N2O和CH4的釋放速率具有重要影響，土壤溫室氣體通量表現(xiàn)為CO2、N2O的排放和CH4的吸收。耕地CO2和N2O的排放強(qiáng)度明顯高于其他利用方式，各利用方式CH4的吸收強(qiáng)度差異不明顯。

參考文獻(xiàn)：

［1］李海防,夏漢平,熊燕梅,等.土壤溫室氣體產(chǎn)生與排放影響因素研究進(jìn)展［J］.生態(tài)環(huán)境, 2007, 16（6）：1781-1788. LI Hai-fang, XIA Han-ping, XIONG Yan-mei, et al. Mechanisim of greenhouse gases fluxes from soil and its controlling factors：A review［J］. Ecology and Environment, 2007, 16（6）：1781-1788.

［2］陳濤,郝曉暉,杜麗君,等.長(zhǎng)期施肥對(duì)水稻土土壤有機(jī)碳礦化的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 19（7）：1494-1500. CHEN Tao, HAO Xiao-hui, DU Li-jun, et al. Effects of long-term fertilization on paddy soil organic carbon mineralization［J］. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 19（7）：1494-1500.

［3］羅友進(jìn),趙光,高明,等.不同植被覆蓋對(duì)土壤有機(jī)碳礦化及團(tuán)聚體碳分布的影響［J］.水土保持學(xué)報(bào), 2010, 24（6）：117-122. LUO You-jin, ZHAO Guang, GAO Ming, et al. Organic carbon distribution in aggregates and soil organic carbon mineralization in different vegetation covering［J］. Journal of Soil and Water Conservation, 2010, 24 （6）：117-122.

［4］李順姬,邱莉萍,張興昌.黃土高原土壤有機(jī)碳礦化及其與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系［J］.生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30（5）：1217-1226. LI Shun-ji, QIU Li-ping, ZHANG Xing-chang, Mineralization of soil organic carbon and its relations with soil physical and chemical properties on the Loess Plateau［J］. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30（5）：1217-1226.

［5］吳秀坤,李永梅,李朝麗,等.納版河流域土地利用方式對(duì)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), 2013, 22（1）：6-11. WU Xiu-kun, LI Yong-mei, LI Chao-li, et al. Effects of land use type on soil total organic carbon and soil labile organic carbon in Naban River watershed［J］. Ecology and Environmental Sciences, 2013, 22（1）：6-11.

［6］張文娟,廖洪凱,龍健,等.種植花椒對(duì)喀斯特石漠化地區(qū)土壤有機(jī)碳礦化及活性有機(jī)碳的影響［J］.環(huán)境科學(xué), 2015, 36（3）：1053-1059. ZHANG Wen-juan, LIAO Hong-kai, LONG Jian, et al. Effects of Chinese prickly ash orchard on soil organic carbon mineralization and labile organic carbon in karst rocky desertification region of Guizhou Province ［J］. Enviromental Science, 2015, 36（3）：1053-1059.

［7］王清奎,汪思龍,于小軍,等.常綠闊葉林與杉木林的土壤碳礦化潛力及其對(duì)土壤活性有機(jī)碳的影響［J］.生態(tài)學(xué)雜志, 2007, 26（12）：1918-1923. WANG Qing-kui, WANG Si-long, YU Xiao-jun, et al. Soil carbon mineralization potential and its effect on soil active organic carbon in evergreen broad leaved forest and Chinese fir plantation［J］. ChineseJournal of Ecology, 2007, 26（12）：1918-1923.

［8］羅友進(jìn),魏朝富,李渝,等.土地利用對(duì)石漠化地區(qū)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳分布及保護(hù)的影響［J］.生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31（1）：257-266. LUO You-jin, WEI Zhao-fu, LI Yu, et al. Effects of land use on distribution and protection of organic carbon in soil aggregates in karst rocky desertification area［J］. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31（1）：257-266.

［9］鄔建紅,潘劍君,葛序娟,等.不同土地利用方式下土壤有機(jī)碳礦化及其溫度敏感性［J］.水土保持學(xué)報(bào), 2015, 29（3）：130-135. WU Jian-hong, PAN Jian-jun, GE Xu-juan, et al. Variations of soil organic carbon mineralization and temperature sensitivity under different land use type［J］. Journal of Soil and Water Conservation, 2015, 29（3）：130-135.

［10］吳建國(guó),張小全,徐德應(yīng).六盤(pán)山林區(qū)幾種土地利用方式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化影響的比較［J］.植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 28（4）：530-538. WU Jian-guo, ZHANG Xiao-quan, XU De-ying. The mineralization of soil organic carbon under different land uses in the Liupan Mountain forest zone［J］. Acta Phytoecologica Sinica, 2004, 28（4）：530-538.

［11］張鵬,李涵,賈志寬,等.秸稈還田對(duì)寧南旱區(qū)土壤有機(jī)碳含量及土壤碳礦化的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30（12）：2518-2525. ZHANG Peng, LI Han, JIA Zhi-kuan, et al. Effects of straw returning on soil organic carbon and carbon mineralization in semi-arid areas of southern Ningxia,China［J］. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30（12）：2518-2525.

［12］尹云鋒,蔡祖聰.不同類(lèi)型土壤有機(jī)碳分解速率的比較［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 18（10）：2251-2255. YIN Yun-feng, CAI Zu-cong. The comparison of different types of soil organic carbon decomposition rate［J］. Chinese Journal of Applied Ecology, 2007, 18（10）：2251-2255.

［13］宋媛,趙溪竹,毛子軍,等.小興安嶺4種典型闊葉紅松林土壤有機(jī)碳分解特性［J］.生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33（2）：443-453. SONG Yuan, ZHAO Xi-zhu, MAO Zi-jun, et al. SOC decomposition of four typical broad -leaved Korean pine communities in Xiaoxing′an Mountain［J］. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33（2）：443-453.

［14］李忠佩,吳曉晨,陳碧云.不同利用方式下土壤有機(jī)碳轉(zhuǎn)化及微生物群落功能多樣性變化［J］.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2007, 40（8）：1712-1721. LI Zhong-pei, WU Xiao-chen, CHEN Bi-yun. Changes in transformation of soil organic carbon and functional diversity of soil microbial community under different land use patterns［J］. Scientia Agricultura Sinica, 2007, 40（8）：1712-1721.

［15］王海飛,賈興永,高兵,等.不同土地利用方式土壤溫室氣體排放對(duì)碳氮添加的響應(yīng)［J］.土壤學(xué)報(bào), 2013, 50（6）：1172-1182. WANG Hai-fei, JIA Xing-yong, GAO Bing, et al. Response of greenhouse gas emission to application of carbon and nitrogen in soils different in land use［J］. Acta Pedologica Sinica, 2013, 50（6）：1172-1182.

［16］劉慧峰,伍星,李雅,等.土地利用變化對(duì)土壤溫室氣體排放通量影響研究進(jìn)展［J］.生態(tài)學(xué)雜志, 2014, 33（7）：1960-1968. LIU Hui-feng, WU Xing, LI Ya, et al. Effects of land use change on greenhouse gas fluxes from soils：A review［J］. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33（7）：1960-1968.

［17］Shrestha R K, Lal R, Rimal B. Soil carbon fluxes and balances and soil properties of organically amended no-till corn production systems［J］. Geoderma, 2013, 197/198（3）：177-185.

［18］李新華,朱振林,董紅云,等.秸稈不同還田模式對(duì)玉米田溫室氣體排放和碳固定的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 34（11）：2228-2235. LI Xin-hua, ZHU Zhen-lin, DONG Hong-yun, et al. Effects of different return modes of wheat straws on greenhouse gas emissions and carbon sequestration of maize fields［J］. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34（11）：2228-2235.

［19］Bajracharya R M, Lal R, Kmble J M. Diurnal and seasonal CO2-C flux from soil as related to erosion phases in central Ohio［J］. Soil Science Society of America Journal, 2000, 64（1）：286-293.

［20］Benasher J, Cardon G E, Peters D, et al. Determining root activity distribution by measuring surface carbon dioxide fluxes［J］. Soil Science Society of America Journal, 1994, 58（3）, 926-930.

［21］李媛媛,齊璐,劉夢(mèng)云,等.黃土臺(tái)塬不同土地利用方式下土壤有機(jī)碳分解特性［J］.生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 31（3）：346-352. LI Yuan-yuan, QI Lu, LIU Meng-yun, et al. Decomposition of soil organic carbon in loess tableland relative to type of land use［J］. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31（3）：346-352.

［22］徐尚起,崔思遠(yuǎn),陳阜,等.耕作方式對(duì)稻田土壤有機(jī)碳組分含量及其分布的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30（1）：127-132. XU Shang-qi, CUI Si-yuan, CHEN Fu, et al. Effect of tillage on content of density fractions of paddy soil organic carbon and its spatial distribution［J］. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30（1）：127-132.

［23］劉夢(mèng)云,常慶瑞,齊雁冰,等.黃土臺(tái)塬不同土地利用土壤有機(jī)碳與顆粒有機(jī)碳［J］.自然資源學(xué)報(bào), 2010, 25（2）：218-226. LIU Meng-yun, CHANG Qing-rui, QI Yan-bing, et al. Soil organic carbon and particulate organic carbon under different land use types on the Loess Plateau［J］. Journal of Natural Resources, 2010, 25（2）：218-226.

［24］戴慧,王希華,閻恩榮.浙江天童土地利用方式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響［J］.生態(tài)學(xué)雜志, 2007, 26（7）：1021-1026. DAI Hui, WANG Xi-hua, YAN En-rong. Effects of land use type on soil organic carbon mineralization in Tiantong Zhejiang Province［J］. Chinese Journal of Ecology, 2007, 26（7）：1021-1026.

［25］Hanson P, Edwards N, Garten C, et al. Separating root and soil microbial contributions to soil respiration：A review of methods and observations［J］. Biogeochemistry, 2000, 48（1）：115-146.

［26］Moscatelli M C, TizioA D, Marinari S, et al. Microbial indicators related to soil carbon in Mediterranean land use systems［J］. Soil & Tillage Research, 2007, 97（1）：51-59.

［27］Parton W J, Schimel D S, Coleand C V, et a1. Analysis of factors controlling soil organic mater levels in Great Plains grasslands［J］. Soil Science Society of America Journal, 1987, 51（5）：1173-1179.

［28］吳建國(guó),艾麗,朱高,等.祁連山北坡云杉林和草甸土壤有機(jī)碳礦化及其影響因素［J］.草地學(xué)報(bào), 2007, 15（1）：20-28. WU Jian-guo, AI Li, ZHU Guo, et al. Mineralization of soil organic carbon and its motivating factors to the dragon spruce forest and alpinemeadows of the Qilian Mountains［J］. Acta Agrestia Sinica, 2007, 15 （1）：20-28.

［29］郭明英,朝克圖,尤金成,等.不同利用方式下草地土壤微生物及土壤呼吸特性［J］.草地學(xué)報(bào), 2012, 20（1）：42-48. GUO Ming-ying, CHAO Ke-tu, YOU Jin-cheng, et al. Soil microbial characteristic and soil respiration in grassland under different use patterns［J］. Acta Agrestia Sinica, 2012, 20（1）：42-48.

［30］陳書(shū)濤,劉巧輝,胡正華,等.不同土地利用方式下土壤呼吸空間變異的影響因素［J］.環(huán)境科學(xué), 2013, 34（3）：1017-1025. CHEN Shu-tao, LIU Qiao-hui, HU Zheng-hua, et al. Spatial variability of soil respiration under different land utilization way influence factors［J］. Environment Science, 2013, 34（3）：1017-1025.

［31］Larionova A A, Yermolayev A M, Blagodatsky S A, et al. Soil respiration and carbon balance of gray forest soils as affected by landuse［J］. Biol Fertil Soil, 1998, 27（3）：251-257.

［32］石洪艾,李祿軍,尤孟陽(yáng),等.不同土地利用方式下土壤溫度與土壤水分對(duì)黑土N2O排放的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013, 32（11）：2286-2292. SHI Hong-ai, LI Lu-jun, YOU Meng-yang, et al. Impact of soil temperature and moisture on soil N2O emission from mollisols under different land-use types［J］. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32 （11）：2286-2292.

［33］林杉,馮明磊,阮雷雷,等.三峽庫(kù)區(qū)不同土地利用方式下土壤氧化亞氮排放及其影響因素［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 19（6）：1269-1276. LIN Shan, FENG Ming-lei, RUAN Lei-lei, et al. Soil N2O flux and its affecting factors under different land use patterns in Three Gorges Reservoir Area of China［J］. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 19（6）：1269-1276.

［34］Dheri G S, Lal R, Verma S. Effects of nitrogen fertilizers on soil air concentration of N2O and corn growth in a greenhouse study［J］. Journal of Crop Improvement, 2015, 29（1）：95-105.

［35］李忠佩,張?zhí)伊?陳碧云.可溶性有機(jī)碳的含量動(dòng)態(tài)及其與土壤有機(jī)碳礦化的關(guān)系［J］.土壤學(xué)報(bào), 2004, 41（4）：544-552. LI Zhong-pei, ZHANG Tao-lin, CHEN Bi-yun. Soluble organic carbon content dynamic and its relationship with soil organic carbon mineralization［J］. Acta Pedologica Sinica, 2004, 41（4）：544-552.

中圖分類(lèi)號(hào)：X511

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1672-2043（2016）05-1006-10

doi:10.11654/jaes.2016.05.027

收稿日期：2015-10-29

基金項(xiàng)目：農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放基金資助；中國(guó)科學(xué)院重點(diǎn)部署項(xiàng)目資助（KFZD-SW-306）

作者簡(jiǎn)介：吳健利（1989—），女，陜西延安人，碩士研究生，主要研究領(lǐng)域?yàn)橥恋刭Y源監(jiān)測(cè)與評(píng)價(jià)。E-mail：wjl1053@163.com

*通信作者：劉夢(mèng)云E-mail：lmy471993@163.com

Effects of land-use types on soil organic carbon mineralization and greenhouse gas emissions in Loess tableland

WU Jian-li, LIU Meng-yun*, ZHAO Guo-qing, YU Ya-nan, LIU Li-wen, LIU Huan
（College of Resources and Environment, Northwest A&F University, Key Laboratory of Plant Nutrition and the Agri-environment in Northwest China, Ministry of Agriculture,Yangling 712100, China）

Abstract：The present study was to investigate soil organic carbon（SOC）mineralization and greenhouse gas emissions under different landuse types. Five vegetation types, cultivated land, natural grassland, mixed forests, shrub land, shrubbery, and arboreal land, were chosen in Xianyang City in the Loess tableland area. SOC mineralization dynamics were examined by indoor airtight culture method and greenhouse gas emissions were determined by manually-closed static chamber technique. Results showed that soil total organic carbon（TOC）distribution pattern was consistent with that of active carbon component, which decreased in order of grassland＞forest land＞cultivated land. The SOC mineralization was faster at the early stage while became slower at the later stage. Cumulative SOC mineralization in grassland at the 0～5 cm depth was 1.26～1.34 times greater than that of woodland, and 1.82 times higher than that of cultivated land, whereas at the 5～20 cm soil SOC mineralization showed a decreased tendency compared to the 0～5 cm soil depth. A decrease of 48%was observed in cultivated land. The potential of soil SOC mineralization（Cp）under different land use types was between 0.81 and 2.70 mg·kg-1, with significant difference between different land use types（P＜0.05）. No differences in SOC decomposition rate constant k were found under different land use types. The ratios of soil carbon mineralization potential Cpto SOC showed that the cultivated land had the highest SOC mineralization but the

Keywords：Loess tableland; land use; carbon mineralization; active carbon; greenhouse gas（GHG）