采伐殘余物不同處理方式對杉木幼林土壤有機碳 組分和相關酶活性的影響*

吳傳敬 郭劍芬 許恩蘭 賈淑嫻 吳東梅

（濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地，福建師范大學地理科學學院，福州 350007）

森林土壤碳庫約占全球土壤有機碳庫的73%，為森林地上部分有機碳庫的2～3 倍[1-2]。森林土壤有機碳庫的微小變化會對全球碳平衡產生重大影響。因此，當前土地利用變化和森林經(jīng)營措施，如森林采伐和火燒對土壤碳庫影響問題頗受重視。特別是在森林采伐過程中會產生包含大量營養(yǎng)物質的采伐殘余物，它是土壤有機質的重要來源。輸入土壤中的有機質數(shù)量和質量的微小變化均有可能影響森林土壤有機碳的累積或損失。國內外學者研究了森林采伐后采伐殘余物不同處理方式對土壤有機碳庫的影響，通常認為采伐后保留采伐殘余物處理能夠增加進入土壤的有機質數(shù)量，有利于土壤有機碳累積，同時為下一輪林木生長提供充足的養(yǎng)分[3]。與保留采伐殘余物相比，清除采伐殘余物處理使進入土壤中的有機質數(shù)量減少，不利于土壤有機碳的累積，且降低有機碳礦化速率[4]。但是也有研究表明，隨著時間的延長，采伐殘余物對土壤有機碳的影響逐漸減小[5]。目前，多數(shù)關于采伐殘余物不同處理對土壤有機碳影響的研究主要集中在土壤總有機碳的變化，但是土壤有機碳的累積還受到土壤有機碳穩(wěn)定性的影響，對有機碳組分及碳循環(huán)相關酶活性的影響仍未知，而土壤有機碳穩(wěn)定性又與不同土壤有機碳組分密切相關，因此，采伐殘余物不同處理方式對土壤有機碳組分的影響愈來愈受到關注。

按照有機碳周轉速率及其對外界環(huán)境的敏感程度等，當前通常將土壤有機碳劃分為活性碳和難降解性碳兩個碳組分。盡管土壤總有機碳庫中土壤活性碳組分的比例較小，但是其對外界環(huán)境的變化響應較為敏感，對于反映環(huán)境變化對土壤有機碳的影響具有重要意義。土壤難降解碳組分代表著土壤有機碳的穩(wěn)定程度，與土壤碳累積關系密切。這兩個組分之間并無絕對的界限，土壤有機碳活性組分的含量變化及其轉化過程均會對難降解組分的含量與累積有著重要影響[6]。因此，在土壤中有機碳的活性組分和難降解組分同等重要，對土壤中不同有機碳組分含量的了解，更利于對土壤生產力的評價。此外，土壤有機碳組分含量變化不僅受到土壤自身性質的影響，還取決于參與土壤生化過程酶的變化。相關研究表明，部分土壤酶活性與土壤有機碳含量及其礦化緊密相關[7]。酶活性易受外界環(huán)境因子變化和人為活動的影響。國內外亦已開展了森林經(jīng)營措施對土壤酶活性的影響研究[8]，如Geng 等[9]研究發(fā)現(xiàn)，森林間伐能夠顯著降低纖維素酶、酚氧化酶活性，增加過氧化物酶的活性。自然火災后土壤酚氧化酶活性降低[10]。然而有關森林采伐后采伐殘余物的不同處理方式對土壤酶活性的影響尚不明確。

土壤有機碳的分組方法多樣，通常分為物理分組和化學分組。物理分組法通常受限于土壤異質性、各有機碳組分之間存在重復等因素。而化學分組則主要根據(jù)土壤有機碳在各種溶液中的水解性、溶解性、化學反應進行，可簡便有效地獲得土壤有機碳各組分的信息[11]。與土壤有機碳物理和其他化學分組方法相比，H2SO4水解土壤有機碳的方法能依次將土壤有機碳分為兩個活性組分和一個難降解組分，可以更加準確地分析不同有機碳組分與相關土壤酶活性的關系。因此，H2SO4水解土壤有機碳法可為探究土壤微生物酶對土壤有機碳的作用提供指示作用。同時H2SO4水解法可通過計算有機碳活性指數(shù)和難降解指數(shù)，有效衡量土壤有機碳的穩(wěn)定性及活性碳庫、難降解碳庫的大小。

杉木作為南方地區(qū)主要的造林樹種，其種植面積約占我國人工林面積的1/4。我國亞熱帶地區(qū)作為重要用材林（杉木）和商品林基地，將大面積成熟杉木林皆伐后進行全面火燒，是我國南方林區(qū)栽杉的主要營林技術環(huán)節(jié)之一，但采伐殘余物火燒會對土壤產生強烈干擾，減少土壤碳吸存[12]，因而，近年來逐漸采用保留或清除采伐殘余物等方式進行造林。由于目前未對采伐殘余物不同處理方式下再造林土壤有機碳等性質進行深入研究，從而影響了人工林科學碳匯經(jīng)營的開展。本文擬對福建三明格氏栲自然保護區(qū)40 多年生杉木成熟林皆伐后采伐殘余物進行保留（Residue retained，RR）、清除（Residue removed，R）、火燒（Residue burnt，RB）處理，對種植杉木三年時不同土層（0～10 cm 和10～20 cm）土壤有機碳組分及相關酶活性進行研究，可為我國亞熱帶山區(qū)采取合理的碳經(jīng)營措施提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣地概況與試驗設計

本實驗樣地位于福建省三明市莘口格氏栲自然保 護 區(qū)（26°09′39′′～26°12′09′′N，117°27′30′′～ 117°29′ 26′′E），三明格氏栲省級自然保護區(qū)系武夷山東伸支脈地帶，海拔在250～500 m 之間，屬低山丘陵，最高峰602.2 m。氣候類型為亞熱帶季風氣候，具有冬冷夏熱、水熱同期、濕潤多雨、四季分明等特點。年平均氣溫約 19.5℃，年均降水量達 1 700 mm，降水集中于7—8月。

2014年7月對樣地原有林木進行皆伐后設置保留（RR）、清除（R）、火燒（RB）采伐殘余物三種處理方式，并種植杉木幼苗。2017年12月，在保留、清除、火燒采伐殘余物處理的杉木幼林進行取樣，每個處理設置三塊大小為15 m × 15 m 的樣地，在土壤的0～10 cm、10～20 cm 土層按照“S”型隨機設置5 個取樣點，將采集的土壤置于保溫箱冷藏并迅速帶回實驗室，手動去除所有肉眼可見植物殘體，將所取土壤樣品分為兩份，一份原土測定土壤酶活性；另一份土壤樣品過2 mm 篩后用于檢測土壤基本理化性質。將部分過2 mm 篩的土壤在室溫下風干后過0.15 mm 篩，測定土壤碳組分等指標。

1.2 土壤理化性質測定

使用土壤碳氮元素分析儀（Elementar Vario EL III，Elementar，德國）對土壤總有機碳、全氮進行測定；用便攜式pH 計（STARTER 300，OHAUS， 美國）對土壤pH 進行測定，水土比為2.5∶1。用去離子水（水土比為4∶1）浸提土壤溶解性有機氮（DON，dissolved organic nitrogen），振蕩離心后，過 0.45 μm 濾膜，使用連續(xù)流動分析儀（Skalar san++，荷蘭）對溶液中DON 的含量進行測定。使用2 mol·L-1KCl 為浸提液（水土比為4∶1），振蕩離心后過濾，用連續(xù)流動分析儀（Skalar san++，荷蘭）測定濾液中的土壤銨態(tài)氮（NH+4-N）、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮（NO-3+NO2-）-N 的含量。

表1 采伐殘余物不同處理方式土壤基本理化性質 Table1 Basic physicochemical properties of the soil relative to residue handling method

1.3 土壤有機碳組分測定

用H2SO4浸提法將土壤有機碳劃分為活性組分Ⅰ（淀粉、半纖維素、可溶性糖類等）和活性組分Ⅱ（纖維素等）以及難降解組分（木質素等），研究土壤有機碳各個組分的含量和有機碳的穩(wěn)定性[13]。

稱取1.00 g 過0.15 mm 篩的風干土壤樣品于凱氏消煮管內，加20 mL 2.5 mol·L-1H2SO4，管口處蓋玻璃漏斗于105℃下消煮 30 min 后，將溶液轉移至50 mL 離心管內，在4500 r·min-1下離心25 min，轉移收集清液。再向離心管內加入20 mL 去離子水繼續(xù)離心，將兩次所得清液合并過0.45 μm 濾膜，得到活性組分I（Fraction of labile C I，LP I），主要包括淀粉、半纖維素等。殘留在離心管中的土壤樣品加去離子水反復離心清洗后，置于烘箱60℃下烘干；加2 mL 的13 mol·L-1H2SO4同時轉移至離心管內，常溫下連續(xù)振蕩大約10 h；然后加去離子水將離心管內硫酸稀釋為1 mol·L-1，轉移至凱氏消煮管內并于105℃下消煮3 h，手動搖勻，然后再轉移至離心管離心，轉移收集清液，離心管內殘留土樣加20 mL去離子水離心清洗，將兩次所得清液合并過0.45 μm濾膜抽濾，得到活性組分II（Fraction of labile C II，LP II），該組分主要由土壤中的纖維素等碳水化合物組成。將殘留土樣用去離子水離心清洗數(shù)次后，置于 60 ℃烘干，得到難降解組分（Fraction of recalcitrant C，RP），殘留物主要包括木質素等。

1.4 土壤酶活性測定

土壤酶活性參照Saiya-Cork 等[14]的方法測定土壤中β-葡糖苷酶、纖維素水解酶、過氧化物酶。其中，水解酶使用傘形酮（MUB）作為標示底物，氧化酶使用L-二羥苯丙氨酸（L-DOPA）為標示底物。將微平板置于黑暗環(huán)境下 20℃孵育后，使用多功能酶標儀（SpectraMax M5，美國）測定土壤樣品中β-葡糖苷酶、纖維素水解酶、過氧化物酶的活性。

表2 土壤酶的種類、縮寫、類型及使用底物 Table2 Species，abbreviations and types of soil enzymes and substrates used

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

使用Microsoft Excel 2007、SPSS 20.0 對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。使用單因素方差分析（one-way ANOVA）檢驗不同處理之間土壤理化性質、土壤養(yǎng)分及土壤酶活性的差異顯著性（鄧肯法，P=0.05）；使用相關分析（Correlation analysis）檢驗不同碳組分與土壤酶活性的相關系數(shù)。繪圖使用Origin 9.0 軟件完成。

2 結 果

2.1 采伐殘余物不同處理方式土壤有機碳及各組分的含量差異

0～10 cm 土層采伐殘余物不同處理土壤有機碳 含量差異顯著，其中，RR 處理土壤有機碳含量（24.74 g·kg-1）明顯高于R（13.43 g·kg-1）和RB 處理（20.14 g·kg-1）。在10～20 cm 土層，RR 和RB處理土壤有機碳含量差異不顯著（P＞0.05），但明顯高于R 處理。

各處理土壤經(jīng)H2SO4水解獲得的活性有機碳組分，表現(xiàn)為活性組分Ⅰ（LPⅠ）含量大于活性組分Ⅱ（LPⅡ）的含量。不同土層土壤有機碳活性組分Ⅰ、活性組分Ⅱ、難降解組分（RP）變化趨勢與土壤總有機碳相似，即RR＞RB＞R，且RR 處理各土層土壤有機碳各組分含量均顯著高于R 處理（P＜0.05）（圖1）。

圖1 采伐殘余物不同處理土壤有機碳及其各組分含量 Fig.1 Contents of soil organic carbon and its fractions in soil relative to residue treatment

在R、RR、RB 三種不同處理方式下，0～10 cm土層土壤有機碳活性組分（LP）占土壤總有機碳（TC）的比例（活性指數(shù)）分別為43.5%、32.6%、 36.1%。10～20 cm 土層土壤有機碳中活性組分所占比例分別為49.7%、35.7%、38.6%。兩土層中R 處理的LP 占土壤有機碳的比例均明顯高于RR 與RB處理。

比較不同土層間LP 占土壤總有機碳的比例發(fā)現(xiàn)，R 處理10～20 cm 土層LP 占土壤總有機碳的比例明顯高于0～10 cm 土層（P＜0.05），但其他兩種采伐殘余物處理下LP 占土壤總有機碳的比例在兩土層之間差異不顯著（圖2）。

圖2 采伐殘余物不同處理土壤有機碳活性指數(shù) Fig.2 Labile index（LIC）of soil organic carbon in soil relative to residue treatment

通過LPⅡ/（LP I+ LPⅡ）可知，各個處理LPⅠ占總活性組分的比例高于LPⅡ。采伐殘余物不同處理下0～10 cm 和10～20 cm 土層土壤LPⅡ占總活性組分的比例均為RR 處理的最高，說明RR 處理增加了LPⅡ的比重。

除RR 處理外，其他兩種處理0～10 cm 土層土壤LPⅡ占土壤總活性組分的比例均明顯高于10～ 20 cm 土層（圖3）。

難降解組分占土壤總有機碳的比例即為難降解指數(shù)。R 處理不同土層土壤有機碳難降解指數(shù)顯著低于RR 和RB 處理（P＜0.05），但RR 和RB 處理之間土壤有機碳難降解指數(shù)無顯著差異。各處理中僅有R處理0～10 cm 土層土壤有機碳難降解指數(shù)顯著高于10～20 cm 土層（圖4）。

圖3 采伐殘余物不同處理土壤活性組分Ⅱ占總活性組分的比例（LPⅡ/（LPⅠ+LPⅡ）） Fig.3 Ratio of labile fraction II to the total labile C （fractionⅠandⅡ）

圖4 采伐殘余物不同處理土壤有機碳難降解指數(shù) Fig.4 Recalcitrance index（RIC）of soil organic carbon in soil relative to residue treatment

2.2 采伐殘余物不同處理方式下的土壤酶活性

在0～10 cm 土層RR 處理土壤β-葡糖苷酶（49.76 nmol·g-1·h-1）、纖維素水解酶（11.43 nmol·g-1·h-1）和過氧化物酶（22.85 μmol·g-1·h-1）活性均顯著高于R 處理（P＜0.05），但與RB 處理差異不顯著。RB處理土壤纖維素水解酶活性顯著高于R 處理，但這兩種處理之間土壤β-葡糖苷酶和過氧化物酶活性均無顯著差異。10～20 cm 土層3 種酶活性各處理間差異均未達到顯著水平（P＞0.05）。

比較兩土層土壤酶活性可知，RR 處理中，0～10 cm 土層土壤β-葡糖苷酶和纖維素水解酶活性顯著高于10～20 cm 土層土壤（P＜0.05）。RB 處理0～10 cm 土壤3 種酶中僅纖維素水解酶活性明顯高于10～20 cm 土層，而R 處理土壤3 種酶活性兩土層之間均無明顯差異（表3）。

2.3 不同碳組分與土壤酶活性的關系

比較采伐殘余物不同處理方式下土壤酶活性與土壤有機碳組分的相關性，可以發(fā)現(xiàn)β-葡糖苷酶與LPⅠ、LPⅡ、RP 的相關性均達到顯著水平（P＜0.05）；纖維素水解酶與這三種碳組分亦成極顯著正相關（P＜0.01）。過氧化物酶僅與RP 顯著相關（P＜0.05），而與LPⅠ、LPⅡ的相關性不顯著（表4）。

表3 采伐殘余物不同處理土壤酶活性 Table3 Soil enzyme activities in soil relative to residue treatment

表4 土壤有機碳各組分與酶活性之間的相關系數(shù) Table4 Correlation coefficients of each fraction of soil organic carbon with soil enzyme activity

3 討 論

3.1 采伐殘余物不同處理方式對土壤有機碳的影響

采伐等森林管理措施可通過多種機制影響土壤碳庫的平衡，包括改變外源碳輸入的數(shù)量和質量、改變土壤微生物群落組成、改變驅動微生物過程的環(huán)境條件等。通常認為，采伐殘余物處理方式對土壤有機碳含量的影響主要體現(xiàn)在造林初期（＜10 a），且在土壤表層表現(xiàn)較為明顯。本研究發(fā)現(xiàn)，RR 處理0～10 cm 土層土壤有機碳含量顯著高于R 和RB（圖1），這與國內外相關研究類似。Chen 和Xu[15]研究顯示，短期內（6 a）保留 采伐殘余物處理會顯著增加土壤有機碳含量。這與保留采伐殘余物處理一方面增加有機質歸還，另一方面在一定程度上起到保護地表的作用、減少有機碳損失有關。而森林采伐后清除采伐殘余物使土壤失去有機質來源，地表裸露加速了土壤中有機質的分解與流失，降低土壤有機碳含量[16]。有研究表明，保留采伐殘余物較清除采伐殘余物在0～60 cm 土壤范圍內有機碳含量增加24%～49%[17]。火燒采伐殘余物處理則會使采伐殘余物與土壤中的養(yǎng)分迅速釋放，雖然短期內會提高土壤養(yǎng)分含量，但是火燒會改變土壤及有機質的結構，不利于土壤有機碳的長期累積。

3.2 采伐殘余物不同處理方式對土壤有機碳組分的影響

對比三種處理間不同碳組分的含量發(fā)現(xiàn)，RR 和RB 處理顯著提高了兩個土層有機碳活性組分、難降解組分的含量，這可能是由于RR、RB 處理改變了輸入土壤的有機碳含量，進而造成土壤有機碳各組分含量變化。H2SO4水解所得的活性組分主要是由微生物和植物來源的多糖及纖維素組成。先前研究證明，土壤有機碳活性組分與土壤有機質的輸入量成正比，且更易受到植被變化和土地管理措施的影響[18]。土壤有機碳活性組分可反映土壤有機碳的活躍性和生物可降解性。R 處理土壤有機碳各組分含量低于RR 和RB 處理，且活性組分占土壤有機碳的比例即活性指數(shù)顯著高于RR 和RB 處理（P＜0.05），表明采伐后R 處理不僅降低了土壤有機碳的含量而且降低了有機碳的穩(wěn)定性。各處理10～20 cm 土層土壤有機碳的活性指數(shù)高于0～10 cm 土層（圖2）。這可能是因為本區(qū)域降水量較大，活性組分更容易淋溶遷移。另一方面，10～20 cm 土層受外界環(huán)境影響較小，且微生物含量低于表層土壤，使得10～20 cm 土層的活性組分較0～10 cm 土層更穩(wěn)定。此外，植物有機質的分解是土壤有機碳活性組分的重要來源，森林采伐后保留采伐殘余物使得通過分解與淋洗采伐殘余物進入土壤的有機碳含量增加。這部分有機碳屬于土壤有機碳的活性組分，其含量增加可為微生物等分解者提供充足的養(yǎng)分供應，提高微生物生物量，從而進一步促進植物殘體的分解。并且土壤中微生物生物量增加和周轉又可以促進土壤中微生物殘體碳等難降解產物在土壤中穩(wěn)定富集[19]。采伐殘余物的輸入使土壤有機碳活性組分含量增加的同時，可以使土壤有機碳難降解組分增加，或者通過微生物周轉改變土壤中有機碳原有的難降解組分含量。由此可見，采伐殘余物的分解過程中土壤有機碳各組分的含量變化與土壤有機碳的累積過程存在密切的關系。

土壤有機碳未被H2SO4水解的難降解組分主要是纖維素等具有芳香環(huán)結構與烷基結構的碳[20-21]，相比于活性組分更難被生物或化學降解，具有更高的生物化學穩(wěn)定性，反映了土壤有機碳的穩(wěn)定程度。與活性指數(shù)相反，RR 和RB 處理土壤有機碳難降解指數(shù)顯著高于R 處理（圖4），說明RR 和RB 處理不僅增加了土壤有機碳難降解組分的含量，而且增加了土壤有機碳難降解組分在土壤總有機碳中的占比。這在一定程度上有利于提高森林土壤碳儲量和穩(wěn)定性。

3.3 采伐殘余物不同處理方式對碳相關酶活性的影響及其與土壤有機碳組分的關系

森林土壤酶是森林生態(tài)系統(tǒng)化學過程的重要參與者，能夠快速反映土壤環(huán)境的變化。β-葡糖苷酶、纖維素水解酶、過氧化物酶與土壤中有機質的分解和腐殖化緊密相關。本研究顯示，在表層土壤中，RR 處理土壤酶活性高于R 和RB 處理（表3）。保留采伐殘余物為微生物活動提供了底物來源，增加了土壤酶活性，有利于土壤碳循環(huán)。Geisseler 等[22]通過對土壤水分和植物殘體對土壤酶活性的影響研究表明，在不同水分條件下添加植物殘體能夠顯著提高土壤酶活性，并且認為添加植物殘體改變了土壤中微生物群落組成和生物量，進而影響土壤酶活性。Adamczyk 等[23]通過對云杉和樟子松的研究發(fā)現(xiàn)，全樹收獲會導致土壤中酶活性降低，而保留采伐殘余物會增加土壤碳礦化，提高酶活性?？梢姳Ａ舨煞堄辔锬軌蛱岣咄寥乐忻傅幕钚裕@主要是因為采伐殘余物能夠為微生物提供良好的營養(yǎng)供給，微生物代謝增強，從而促進土壤酶活性升高。本研究中RR 處理的3 種酶活性均高于其他處理，說明RR 處理更能夠促進土壤碳和養(yǎng)分循環(huán)，改善土壤質量。這一定程度上反映了采伐殘余物是維持森林土壤生產力的重要因素。

RB 處理土壤酶活性低于RR 處理可能是因為采伐殘余物火燒后引起的高溫使土壤酶失活造成短期內酶活性降低。同時，火燒后使得土壤中部分養(yǎng)分流失也可能是造成RB 處理土壤中酶活性降低的因素，這與國內外相關研究結果相似。如：Knelman等[24]研究發(fā)現(xiàn)，重度火燒會降低土壤β-葡糖苷酶和酸性磷酸酶的活性。劉俊第等[25]研究發(fā)現(xiàn)，火燒后馬尾松人工林0～20 cm 土層土壤β-葡糖苷酶和纖維素水解酶活性降低，而0～10 cm 土層土壤多酚氧化酶和過氧化物酶活性顯著升高。由此可見，RR 處理與RB 處理相比更能促進土壤養(yǎng)分循環(huán)、活化土壤微生物及提高其功能。

對土壤不同有機碳組分與酶活性進行相關分析表明，土壤中β-葡糖苷酶、纖維素水解酶與土壤有機碳的活性及難降解組分顯著相關，但過氧化物酶僅與難降解組分的相關性達到顯著水平（表4），這可能與有機碳組分的物質組成以及不同類型酶的功能差異有關。H2SO4浸提土壤有機碳的活性組分主要是淀粉、可溶性糖類、纖維素、半纖維素，β-葡糖苷酶、纖維素水解酶對土壤纖維素的分解及可溶性糖類的形成起重要作用。在本研究中，β-葡糖苷酶、纖維素水解酶與土壤有機碳活性組分、難降解組分呈顯著或極顯著正相關（表4），說明β-葡糖苷酶、纖維素水解酶與土壤有機碳含量的增加和累積有密切聯(lián)系。土壤酶作為微生物參與土壤養(yǎng)分循環(huán)的重要環(huán)節(jié)，其活性的大小同樣取決于土壤微生物生物量的大小。靳振江等[26]研究表明，土壤酶活性與土壤微生物生物量及土壤有機碳的含量顯著正相關，并推論土壤酶參與土壤有機質降解的機制與土壤有機碳的礦化機制可能存在差異，土壤酶可能僅促進土壤有機碳在土壤-植被之間循環(huán)，從而使土壤有機碳在土壤內累積。土壤中β-葡糖苷酶、纖維素水解酶能夠促進土壤有機碳及活性組分含量增加，同時土壤有機碳也可能會影響土壤酶的活性。如果土壤有機碳活性組分的含量高，可以為參與土壤化學循環(huán)的微生物提供充足的底物供應，促進土壤酶活性升高[27]。因此，β-葡糖苷酶、纖維素水解酶與土壤有機碳組分呈正相關。過氧化物酶能夠參與土壤中木質素的分解，與土壤有機碳難降解組分的分解有著直接關系。本研究結果顯示，土壤過氧化物酶與土壤有機碳的難降解組分顯著正相關，而對土壤有機碳活性組分調控并不顯著。這可能是因為土壤中木質素等難降解物質含量增加時，會刺激土壤微生物等分泌過氧化物酶，促進土壤木質素向可溶性有機質轉化，同時參與了土壤中小分子有機質的腐殖化進程。而且土壤可溶性有機質組成和來源復雜，使得土壤過氧化物酶與土壤有機碳活性組分的關系更加難以預測。土壤有機碳的不同組分反映了土壤有機質的分解過程或階段，而土壤酶活性易受土壤或其他外界環(huán)境變化的影響。土壤酶活性與土壤有機碳組分間的相互關系較為復雜，今后需對土壤有機碳不同分組方法及不同組分中的酶活性進行深入研究。

4 結 論

保留采伐殘余物處理表層土壤有機碳的含量顯著高于采伐殘余物清除和火燒處理。保留采伐殘余物處理的難降解組分對土壤有機碳的貢獻（難降解性）高于清除和火燒采伐殘余物處理。而且與其他處理相比，保留采伐殘余物使土壤酶活性更高，這有利于提高土壤養(yǎng)分有效性。可見，森林采伐后保留采伐殘余物顯著提高了杉木幼林土壤有機碳和各組分的含量以及酶活性，采伐殘余物保留更有利于土壤有機碳的穩(wěn)定和土壤質量的改善。