易氧化有机碳是利用化学氧化方法测定的活性有机碳，是土壤有机碳库中易氧化、分解的有机碳，可用于指示土壤有机碳短暂的和微小的波动。常用氧化剂有两种： K₂Cr₂O₇和 KMnO₄。Lefroy等 ^[10]研究表明，能被 333 mmol•L^-1的 KMnO₄溶液氧化的土壤有机碳在种植作物时变化最显著，因此将能被 333 mmol•L^-1的 KMnO₄氧化的有机碳称为易氧化有机碳或活性有机碳。由于不同土地利用方式下植物种类不同，凋落物的量和质及其分解行为不同，从而引起土壤有机碳的含量与分布差异显著 ^[26]；另一方面，土壤环境的差异导致土壤有机碳分解和转化的速率不同，土壤易氧化有机碳的含量与分布差异更为显著。其中，天然植被开垦为农田是影响土壤活性有机碳的最主要因素之一。由于林木根系分布较农作物深，表土层形成的残体或分泌物也较多，土壤有机碳输入和稳定性的差异 ^[27]，林地土壤易氧化碳形成量比农田高 ^[28]。天然次生林转变为农田和草地后，土壤易氧化有机碳含量明显下降，在 0～ 70 cm土层农田和草地分别下降 60%和 36%，而农田和草地营造人工林后，土壤易氧化有机碳含量显著提高，在 0～ 50 cm土层人工林比农田和草地分别提高 129%和 29%，农田和草地土壤易氧化有机碳分配比例比天然次生林分别低 11%和 4%以上，差异主要在 0～ 20 cm和 70～ 110 cm土层；人工林比农田和草地分别高 13.3%和 5.3%，差异主要在 0～ 110 cm土层。土壤易氧化有机碳含量与分配比例随天然次生林变成农田或草地而下降，随农田或草地造林而增加，且含量的变化比分配比例的变化明显 ^[29]。岩溶山区不同利用方式下土壤易氧化碳含量大小顺序为：竹林＞菜地＞草地＞林地＞园地＞弃耕地 ^[30]。花江峡谷喀斯特地区不同土地利用方式之间土壤易氧化有机碳含量差异显著，从高到低依次为：乔木林＞花椒林＞荒地＞耕地 ^[31]，与蓝家程等 ^[30]的研究结果一致；岷江上游森林 /干旱河谷交错带 6种土地利用类型土壤易氧化有机碳平均含量为 1.26 g•kg^-1，以川滇高山栎次生林高于或显著高于其他用地类型，以农耕地低于或显著低于其他用地类型 ^[32]。坡耕地撂荒后，土壤易氧化碳在撂荒当年有所下降，随后 25年波动较大，30年后开始显著增加，50年达到最大值，较坡耕地增加 144%，但仅为侧柏林地的 39%，表明坡耕地撂荒后，土壤碳库转化效率逐步提高 ^[33]。闽江口湿地不同土地利用类型 0～ 50 cm土层的易氧化有机碳平均含量由高至低依次为天然芦苇沼泽地＞滩涂养殖地＞草地＞撂荒地＞水田＞池塘养殖地，且不同土地利用方式之间易氧化有机碳各组分含量存在一定的差异 ^[34]。常绿阔叶林土壤易氧化碳含量高于马尾松林与杉木林土壤 ^[35]，0～ 10 cm和 10～ 20 cm土层中，栓皮栎阔叶林土壤易氧化碳含量比油松针叶林地分别高出 26.37%和 17.89%^[36]，灌木林和阔叶林土壤易氧化有机碳含量及其占有机碳总量的比例差异不显著 ^[37]，毛竹林易氧化碳含量显著高于杉木林、常绿阔叶林和马尾松林 ^[38]。川西米亚罗林区中，由原始林转化的 45年生云杉人工林易氧化碳含量高于原始冷杉林，土地利用变化没有改变活性有机碳各组分的垂直分布 ^[39]。苏南丘陵杉木林随林龄的增长，土壤易氧化碳含量呈现先降低后增加的变化趋势，过熟林阶段最高，中龄林阶段最低 ^[40]。川南天然常绿阔叶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节均为：天然常绿阔叶林＞檫木林＞水杉林＞柳杉林 ^[41]。可见，天然林转变为人工林或开垦成为农用地后，土壤易氧化碳含量明显下降，对土地利用方式响应较为敏感。但也有研究表明，天然林转变为人工林或农业耕作后土壤活性有机碳含量与天然植被土壤无明显差异 ^[42]，甚至农田土壤活性有机碳含量比天然植被还要高 ^[43]，围湖造田不同土地利用方式下，农田与林地土壤易氧化碳的含量无显著差异 ^[44]。

土壤水溶性有机碳（溶解性有机碳或可溶性有机碳）是指土壤样品中在室温及天然 pH值条件下能溶于水相的有机碳 ^[15,45]，在实验操作中，通常是指用水提取的、可以通过 0.45 μm微孔滤膜的、大小和结构不同的有机碳组分，是天然水中水溶性有机碳的主要来源 ^[41]，主要来源于近期的枯枝落叶和土壤腐殖质 ^[46]，仅占土壤有机碳很小的一部分，一般含量不超过 200 mg•kg^-1，不同生态系统差异很大 ^[47]，但它是土壤微生物可直接利用的有机碳源，并参与土壤生物化学转化过程，影响土壤中有机和无机物质的转化、迁移和降解 ^[3]，对森林生态系统营养元素的生物地球化学循环和重金属元素的毒性及迁移有深刻的影响，同时也是森林土壤有机碳损失的重要途径 ^[17]，它与土壤总有机碳之比是表征土壤生物活性有机碳库周转的较好指标 ^[48]。因此，测试分析土壤水溶性有机碳对开展土壤养分迁移转化、土壤有机质的生物化学过程乃至污染方面的研究都具有现实的意义 ^[6]。

赵劲松等 ^[17]、柳敏等 ^[47]和李淑芬等 ^[49]综述了土壤溶解性有机碳的特性及其影响因子和生态效应，庞学勇等 ^[46]综述了森林生态系统土壤可溶性有机质（碳）影响因素研究进展。但目前有关土壤水溶性有机碳的研究报道主要集中在森林土壤和农田土壤，对不同土地利用方式下土壤水溶性有机碳含量和分布进行比较研究仍较少 ^[50]。土壤水溶性有机碳含量与土壤有机碳的输入量呈正相关，不同土地利方式或不同森林类型下土壤承接凋落物、植物根系分泌物的数量和质量不同，因而形成的有机碳库，尤其是活性有机碳含量会存在明显的差别 ^[5]。研究表明，土地利用方式的变化可引起土壤水溶性有机碳含量显著的变化，林地开垦是导致土壤水溶性有机碳含量下降的主要原因 ^[51,52]。岷江上游森林 /干旱河谷交错带 6种土地利用类型土壤剖面水溶性有机碳平均含量变化范围在 84.41～ 198.27 mg•kg^-1之间，以川滇高山栎次生林土壤的水溶性有机碳含量高于或显著高于其他土地类型，灌木林和灌丛次之，以农耕地低于或显著低于其他用地类型 ^[32]。福建省山地红壤林地（杉木、木荷、封育）转变为园地（茶园、桔园）后，在 0～ 10 cm土层水溶性有机碳含量平均下降了 64.60%，在 10～ 20 cm土层则平均下降了 21.88%^[53]。川西米亚罗林区中，土壤水溶性有机碳含量的变化趋势为：原始冷杉林＞ 45年生龄云杉人工林＞ 25年生龄云杉人工林＞菜地 ^[39]。黄土台塬区域不同土地利用方式下，林地和天然草地 0～ 100 cm土层可溶性有机碳均不同程度高于耕地 ^[54]。贵州茂兰自然保护区内，林地土壤溶解性有机碳比草地和耕地分别高 25%和 48%，均随气温升高而增加，但林地、耕地、草地达到最大值的时间不同 ^[55]。安徽省淮北地区 3种不同土地利用方式下，林地土壤可溶性有机碳含量最高，其次为农地，荒地含量最低 ^[56]。重庆中梁山不同土地利用方式下，土壤水溶性有机碳平均含量大小顺序为：林地＞竹林＞弃耕地＞草地＞园地＞菜地 ^[30]。

湿地开垦导致土壤水溶性有机碳量和质的下降 ^[57]。未受扰动的小叶章草甸土壤水溶性有机碳含量最高，扰动较小的人工林和岛状林含量较高，开垦 1年后的小叶章草甸土壤水溶性有机碳含量仅为未开垦的 45%，随着耕作年限的增加，土壤水溶性有机碳含量逐渐减少，农田弃耕后土壤水溶性有机碳含量明显恢复 ^[57]。王莹等 ^[58]研究发现，土地利用方式显著影响土壤水溶性有机碳的含量，并且在不同土层表现不同， 0～ 10 cm土层农田中水溶性有机碳含量比 3种林地（香樟林、水杉林、毛竹林）低，但针叶林高于阔叶林； 10～ 20 cm和 20～ 40 cm土层水溶性有机碳含量变化与 0～ 10 cm土层完全相反。垦殖后的不同土地利用方式中，农田表层土壤水溶性有机碳含量最低，在河北曲周、北京顺义和山东寿光三地的菜田表层土壤水溶性有机碳含量平均为农田的 1.70倍，表明农田转变为菜田后，显著影响土壤水溶性有机碳的数量与质量 ^[59]。但有研究表明， 4种土地利用方式下土壤水溶性有机碳含量的大小顺序却为农田＞林地＞菜地＞荒地 ^[50]。

森林采伐和造林对土壤水溶性有机碳的影响在不同的研究中有不同甚至相反的结果。 Johnson^[60]研究发现，森林采伐后林下土壤水溶性有机碳含量有所上升，而 Lepisto的研究 ^[61]却得出相反的结果，并认为采伐后由于径流量的增加，而引起土壤水溶性有机碳含量下降。 Moore等 ^[62]， McDowell等 ^[63]的研究均表明，森林采伐后土壤水溶性有机碳含量没有明显的变化。也有研究发现，造林后土壤水溶性有机碳含量增加 ^[64]，但 Collier等研究 ^[65]发现，在湿地造林后土壤水溶性有机碳含量没有明显的变化。目前对产生这些差异的原因还不很清楚，但却表明了土地利用的变化对土壤水溶性有机碳的影响可能不是一个简单的过程，在不同区域土地利用变化可能产生的结果不同。

不同森林类型土壤水溶性有机碳含量也存在明显的差异，阔叶林明显高于针叶林 ^[66]，毛竹林显著高于杉木林，极显著高于马尾松林，阔叶林和杉木林也显著高于马尾松林，杉木林土壤水溶性有机碳占总有机碳比率最高，马尾松林最低 ^[67]。与杉木纯林相比，火力楠与杉木混交林土壤水溶性有机碳含量显著提高，一年中土壤水溶性有机碳含量的大小排序始终为：最高是常绿阔叶林，其次是火力楠纯林，再次是杉木火力楠混交林为，最低是杉木纯林 ^[68]。

土壤微生物量碳是指土壤中体积＜ 5000 µm³活的和死的微生物（细菌、真菌、藻类）和土壤微动物体内所含的碳，是土壤有机碳中最活跃和最易变化的部分，与土壤碳转化密切相关 ^[3]。研究表明，土壤微生物量碳与土壤有机碳呈极显著相关性，可作为衡量土壤有机碳变化的敏感指标 ^[69]。一般土壤微生量碳只占土壤总有机碳库的 1%～ 4%，但对土壤有效养分而言，是一个很大的源和汇 ^[70]，因此，研究土壤微生物量碳对弄清土壤养分流、土壤碳素循环和土壤碳库平衡具有重要的意义。 Hart等 ^[71]指出，在同一地区，土壤微生物量碳占土壤总有机碳的比例（微生物商）可作为反映因管理措施变化而造成土壤有机碳变化的一个指标，能预测土壤有机碳长期变化或监测土地退化及恢复。如果土壤过度使用，土壤微生物量碳将快速下降，最终导致微生物商下降 ^[72]。因此，在自然条件（如气候、土壤）基本相同情况下，土地利用方式是影响土壤微生物量碳的主要因子之一。

多数研究表明，林地转变为农用地或园地后，土壤凋落物、细根减少，人为干扰加剧，土壤有机碳输入量明显减少；另一方面由于土壤环境（水分、温度）的改变，土壤有机质矿化增强，导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绝对量高于耕地，而且土壤微生物商也高于耕地。黄土高原区林地 0～ 20 cm土层微生物量碳含量高于农田 2.12倍 ^[74]。川西米亚罗林区中，农地土壤微生物量碳含量最低，分别比原始冷杉林、20世纪 60年代云杉人工林、20世纪 80年代云杉人工林低 23%、25%和 21%^[70,40]。岷江上游森林 /干旱河谷交错带 6种土地利用类型土壤剖面平均微生物量碳含量介于 145.34～ 411.55 mg•kg^-1之间，川滇高山栎次生林最高，灌木林地、灌丛地、人工刺槐林、经济林为其次，耕地最低 ^[32]。福建省山地红壤林地（杉木、木荷、封育）转变为园地（茶园、桔园）后，在 0～ 10 cm土层土壤微生物量碳含量平均下降了 54.78%，在 10～ 20 cm土层则平均下降了 43.71%^[53]。广西亚热带红壤低山区林地和园地土壤微生物量含量分别为 90～ 624 mg•kg^-1与 24～ 310 mg•kg^-1，不同土地利用之间土壤微生物量含量存在极显著差异，林地土壤微生物量含量高于果园 ^[75]。广东省韶关红壤、广州赤红壤、雷州砖红壤 3个地区不同土地利用方式表土层（ 0～ 20 cm）微生物量碳含量差异显著，均表现为果园和林地高于农田和草地 ^[76]。贵州茂兰自然保护区内，林地和草地土壤微生物量碳分别高于耕地 81%和 45%，均随气温升高而增加，林地和草地在 10月达到最大值 ^[55]。安徽省淮北地区不同土地利用方式下，林地土壤微生物量碳含量最高，其次为农地，荒地含量最低 ^[56]。辽宁省 6种不同土地利用方式土壤微生物量碳含量大小依次为：森林＞湿地＞稻田＞旱地＞果园＞草地 ^[77]。但也有研究表明，山东桓台县 3种利用方式下土壤微生物量碳含量差异显著，依次为：粮田＞菜地＞速生人工林地 ^[78]。崇明东滩湿地围垦区，农田表土层（0～ 20 cm）微生物量碳含量最高，包括苗圃栾树林、水杉林带以及桔园在内的人工林地次之，鱼塘撂荒地最低 ^[79]。可能是因为农田、菜地施用大量有机肥、化肥和有机肥（畜禽粪便和商品有机肥）配施，补充土壤有机碳源的同时又改善土壤物理性状，从而提高了土壤微生物的活性；此外速生林与一般天然林地相比，生长年限较短，也可能是土壤微生物量碳低于耕地的原因。

Manjaiah等 ^[80]研究发现，土壤微生物量碳含量在印度热带农田生态系统不同种植制度里的大小为：大豆 -小麦＞鸽子豆 -小麦＞水稻 -小麦＞玉米 -小豌豆＞玉米 -小麦＞玉米 -芥菜，差异均达到显著水平。我国南方红壤丘陵区 0～ 5 cm土壤层微生物量碳依次为：板栗园＞橘园＞花 -橘间作地＞花生地 ^[81]。重庆市中梁山低山岩溶区，土壤微生物量碳平均含量依次为：菜地＞橘林地＞草地＞灌丛＞耕地，分别为 429.61，322.35， 225.45，120.82和 111.65 mg•kg^-1[82]。洞庭湖区，土壤微生物量碳含量为双季稻水田（ 885.9 mg•kg^-1）＞一季稻水田（ 730.6 mg•kg^-1）＞水旱轮作地 (720.9 mg•kg^-1)＞旱地（ 488.6 mg•kg^-1）^[83]。可见，垦殖后的不同土地利用方式对土壤微生物量碳含量也有显著影响，有机物质的输入量、种植制度和水肥管理是差异存在的重要原因。

目前，许多学者通过对比研究不同森林植被下土壤活性有机碳的差异来表征人工林土壤质量变化，为指导人工林的可持续经营提供科学依据。研究表明，常绿阔叶林土壤微生物量碳含量高于马尾松林与杉木林土壤 ^[35]，天然次生林转化长白落叶松人工林 30年后，土壤表层微生物量碳显著下降，且随造林年限的增加， 45年生人工林土壤表层微生物量碳与 30年生林分相比显著下降 ^[84]。在 0～ 10 cm和 10～ 20 cm这 2个土层中，杉木纯林土壤微生物量碳含量分别仅为常绿阔叶林的 47.1%和 59.4%，且杉木林与常绿阔叶林之间差异显著 ^[85]，一年中土壤微生物量碳含量的大小始终为：常绿阔叶林最高，火力楠纯林、杉木火力楠混交林为其次，杉木纯林最低 ^[68]。川南天然常绿阔叶林及其人工更新后形成的檫木林、柳杉林和水杉林各季节土壤微生物量碳含量均为：天然常绿阔叶林高于檫木林，而檫木林又高于水杉林，柳杉林最低，表明天然常绿阔叶林更新为人工林后，土壤微生物量碳含量下降，且不同人工林下降程度不同 ^[41]。次生林转变为橡胶林后，土壤养分及植物碳输入均明显减少，土壤微生物生物量碳显著降低 ^[86]。

可矿化有机碳也称为生物可降解碳，是衡量微生物分解土壤有机质的指标 ^[1,85]，可反映土壤有机质的生物有效性、土壤微生物活性和预测土壤有机质含量变化的趋势 ^[87]。许多学者将土壤有机碳分解释放 CO₂的过程被称为碳矿化 ^[88-89]。因此，测定土壤可矿化有机碳量就是测定土壤 CO₂释放量或专性呼吸率 qCO₂（微生物分解有机物质过程中每单位微生物量产生的 CO₂量）^[13]。qCO₂越大表明土壤微生物利用有机碳的效率越低，土壤中可能缺乏易利用的碳源 ^[90]。土壤可矿化有机碳反映土壤被矿化部分的碳量，其矿化速率不仅控制着土壤养分的通量，而且直接影响土壤养分元素的释放与供应、土壤肥力的维持以及温室气体的排放等。可见，土壤可矿化有机碳是联系土壤肥力高低、环境胁迫、耕种时间长短和持续性等的纽带；低值时可反映稳态土著性微生物区系的活性，高值时可反映发酵微生物区系的活性 ^[6,82]，也是评估土壤微生物活性和土壤肥力的指标之一 ^[14]，分析测定土壤中可矿化有机碳的含量对科学管理土壤养分和有效控制全球气候变化具有现实的意义。

由于土壤有机碳矿化与土壤有机碳分解密切相关，在相同条件下培养不同土地利用方式下的土壤，土壤有机碳矿化速率可以反映土地利用方式的改变对土壤有机碳动态的影响 ^[91-92]。土地利用变化对土壤有机碳矿化的影响与土壤有机碳的稳定性有关，即：土壤有机碳含量和土壤微生物活性碳含量与土壤有机碳矿化速率呈正相关，而且土壤碳矿化速率随着有机碳稳定性的增加而下降 ^[93]。Motavalli等 ^[94]研究表明，热带森林采伐后开垦为农田 5年后，土壤活性碳最先流失，土壤有机碳矿化速率显著下降。岩溶区不同土地利用方式下 0～ 30 cm土层可矿化有机碳的含量依次为：草地＞菜地＞橘林地＞灌丛＞耕地，平均值分别为 0.12，0.08，0.07，0.05，0.04 mg•kg^-1，表土层（ 0～ 5 cm）可矿化有机碳的变化幅度尤为明显，耕地分别比草地、菜地、橘林地和灌丛低了 154.73%，68.25%，56.07%和 34.10%^[82]。小叶章沼泽化草甸垦殖为农田后， qCO₂增加，且随着垦殖年限的增加， qCO₂不断增加 ^[95]。土壤经培养 33 d后，矿化累计释放的 CO₂量大小依次为：栲树林＞木荷林＞灌丛＞茶园＞毛竹林＞马尾松林＞金钱松林＞杉木林＞裸地，与土壤有机碳含量的变化趋势大体相似。表明土地利用方式的变化导致了土壤有机碳矿化释放的 CO₂量显著下降，即随着常绿阔叶林被改造为其它土地利用类型后，土壤有机碳的矿化速率也显著降低 ^[96]。在 0～ 40 cm土层，农田和草地土壤碳矿化释放的 CO₂-C含量（180d释放的 gCO₂-C•kg^-1干土）比天然次生林分别下降 65%和 23%，人工林地 0～ 70 cm土层比农田和草地分别增加 155%和 17%，表明天然次生林变成农田或草地后，土壤碳矿化速率下降，在农田或草地上造林后，土壤碳矿化速率增加 ^[97]。在培养的第 21天（培养温度为 9℃和 28℃），常绿阔叶林 0～ 10 cm和 10～ 20 cm土层的有机碳累计矿化量为杉木纯林的 1.7～ 2.7倍，常绿阔叶林土壤有机碳矿化释放的 CO₂-C分配比例高于杉木纯林 ^[98]。不同恢复阶段云杉人工林各土层（ 0～ 10、10～ 20、20～ 30 cm）有机碳 64 d累积释放的 CO₂-C显著大于原始林，表明原始林转化为云杉人工林后，土壤有机碳稳定性降低 ^[99]。与对照相比，退耕还林地 0～ 20 cm土层的可矿化碳含量增加 18.4%，0～ 10 cm土层的可矿化碳含量极显著高于 10～ 20 cm土层 ^[100]。国内有关土壤碳矿化的研究报道还很少见 ^[97]，尤其是土地利用方式对土壤有机碳矿化的影响研究更少，同时也由于生态系统中各种因子间相互关系的复杂性以及生物、物理环境的异质性，使得土壤有机碳矿化研究仍存在许多不确定性，有待进一步研究。

研究土壤活性有机碳对理解有机碳的分解、矿化潜能、养分循环变化和土壤结构的生物物理控制有着重要的作用 ^[22]，对正确评估土壤有机碳性质、变化方向、变化速率以及全球碳循环，准确地预测气候变化趋势和制定应对气候变化策略具有重要的意义 ^[104]。因此，土壤活性有机碳研究也越来越多，也更加深入。尽管在土壤活性有机碳库组分确定方面做了大量的工作，在化学分组、物理分组和生物学分组等方面也取得了长足的发展，但这些分组方法还缺乏统一标准，不同研究者根据自己研究的需要而采用不同的分组方法 ^[105]，有关土壤活性有机碳术语和应用指标甚为混乱和繁杂，研究结果差异较大，可比性较差。因此，在今后研究工作中应关注以下两个方面：（ 1）加强土壤活性有机碳不同组分结构形态的研究；（ 2）完善和统一土壤活性有机碳不同组分的测定方法。

土地利用变化是一个全球性的问题，目前确定土壤有机碳组分对土地利用变化的响应规律已成为诸多学科的研究热点 ^[22]。国外在这方面的研究开展较早，虽已取得了一些的成果，但土地利用变化影响土壤有机碳库的作用机制尚不分清楚 [2,106-107]，且今后若干年内，土地利用变化将成为影响全球环境变化的主导因素 ^[108]。我国是一个具有几千年农耕文明、人口多且密集、处于经济高速发展时期的国家，土地利用发生了很大的变化，而且不同地区或区域内土地利用方式（类型）繁多和不确定性，尤其是近年来大面积的土地开发，高速城市化进程所引起土地利用变化剧烈，无疑对土壤有机碳含量及其组分在空间上和时间上产生很大的不确定性 ^[109]。但国内对土地利用和管理措施对土壤有机碳库动态的影响并未引起足够重视^[16]。因此，在今后的研究中应加强以下内容：

（1）开展不同土地利用方式、土壤管理措施和利用历史对土壤活性有机碳库组成影响的长期生态定位观测，深入研究土地利用变化对土壤有机碳的长期效应；（ 2）研究不同土地利用方式下土壤活性有机碳各组分之间及其与土壤养分有效性、土壤生物化学特性、温室气体释放相关性，建立土壤活性有机碳各组分与土壤有机碳库周转的关系；（3）研究多因子的交互作用影响，对各种土地利用方式以及管理措施进行土壤固碳方面的机理分析和效益评价，建立多因子模型，更加准确、深刻反映不同典型地区不同土地利方式下土壤有机碳的变化；（ 4）从生态环境保护和社会可持续发展出发，注重研究土地利用方式和管理措施的耦合对土壤有机碳平衡的影响机制。