胡瑞 ，房煥英, ，肖勝生, ，段劍, ，張杰, ，劉洪光, ，湯崇軍, *

1. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué) 林學(xué)院，江西 南昌 330045；2. 江西省土壤侵蝕與防治重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江西 南昌 330029；3. 江西省水利科學(xué)院，江西 南昌 330029

森林土壤蘊(yùn)含了豐富的碳，約占陸地碳庫(kù)四成左右（Chen et al.，2018），在全球碳循環(huán)和減緩氣候變化中具有舉足輕重的作用（黃從德等，2009）。土壤碳庫(kù)比植物臨時(shí)碳庫(kù)更加穩(wěn)定，且不易受外界環(huán)境的影響（Larionova et al.，2003）。土壤侵蝕退化會(huì)引發(fā)土壤碳損失，流失量達(dá)19—32 PgC（Lal，1999）。南方紅壤丘陵是中國(guó)僅次于黃土高原的水土流失區(qū)（梁音等，2008），尤其花崗巖母質(zhì)發(fā)育的紅壤侵蝕區(qū)，分布較廣。這類(lèi)土壤退化嚴(yán)重，極強(qiáng)烈侵蝕區(qū)域土壤侵蝕模數(shù)甚至達(dá) 10000 t·km?2·a?1（張平倉(cāng)等，2014），較低，0—20 cm土壤有機(jī)碳儲(chǔ)量?jī)H為 3.81 t·hm?2（鄧翠等，2017）。然而，退化土壤有著很高的碳匯潛力（Xie et al.，2013；Nie et al.，2017）。Lal（2002）指出土壤退化損耗的60%—70%碳可通過(guò)合理農(nóng)耕措施和復(fù)耕重新固定，尤其植被恢復(fù)可迅速增加植物生物量和土壤碳儲(chǔ)量（Don et al.，2015；Wang et al.，2017），并能在一段時(shí)間內(nèi)實(shí)現(xiàn)與當(dāng)?shù)卮紊窒嗤墓烫妓剑∕artin et al.，2013）?？傮w上，關(guān)于造林/生態(tài)恢復(fù)對(duì)土壤碳儲(chǔ)量影響的研究已廣泛開(kāi)展，但多從土地利用變化的角度出發(fā)（Paul et al.，2002；Don et al.，2015；Veloso et al.，2018），關(guān)于在嚴(yán)重侵蝕退化劣地上進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)或人工植被重建后土壤有機(jī)碳的響應(yīng)尚不清楚（Brahma et al.，2018），尤其是中國(guó)亞熱帶嚴(yán)重侵蝕紅壤區(qū)相關(guān)研究更為鮮見(jiàn)（Nie et al.，2017），這導(dǎo)致人們忽視了水土保持綜合治理的固碳效益。另外，先前部分研究多是關(guān)注土壤有機(jī)碳總的含量變化（劉政等，2019），土壤活性有機(jī)碳組分和土壤碳周轉(zhuǎn)在很大程度上被忽視，這導(dǎo)致不能完整評(píng)價(jià)植被恢復(fù)或重建對(duì)土壤有機(jī)碳恢復(fù)的質(zhì)量和效率（Nie et al.，2017；Zhang et al.，2019）。

20世紀(jì)80年代中期，中國(guó)南方典型花崗巖侵蝕區(qū)開(kāi)始實(shí)施水土流失綜合治理，以水平竹節(jié)溝為骨架，配置喬灌草補(bǔ)植，成為當(dāng)時(shí)主要的治理模式（黃穎等，2015）。這種以生態(tài)恢復(fù)為主要目的的治理模式減流效果達(dá)到70%，減沙效果達(dá)到80%（Hu et al.，2013）。20世紀(jì)80年代中后期，以水平梯田或反坡臺(tái)地為主要措施的果園開(kāi)發(fā)在紅壤區(qū)也廣泛施行（黃少燕，2009；林金石等，2011）。段劍等（2018）發(fā)現(xiàn)臺(tái)地式果園開(kāi)發(fā)減流減沙效益均達(dá)90%以上。近年來(lái)，關(guān)于治理模式對(duì)退化土壤固碳效益的研究呈逐漸增加趨勢(shì)，比如土地利用方式改變、不同人工造林方式等對(duì)土壤碳的影響（Paul et al.，2002；Don et al.，2015；Veloso et al.，2018）。在南方典型花崗巖侵蝕區(qū)，更多是針對(duì)不同土地利用模式下土壤有機(jī)碳含量、礦化速率等開(kāi)展研究（盛浩等，2015；左雙苗等，2016），關(guān)于不同水土保持措施下的土壤碳匯響應(yīng)鮮有報(bào)道。

江西省興國(guó)縣塘背小流域是中國(guó) 1980年代首批開(kāi)展小流域綜合治理試點(diǎn)的小流域之一，是南方花崗巖侵蝕區(qū)水土保持綜合治理的樣板。自開(kāi)展水土保持綜合治理工作以來(lái)，吸引著大量科研工作者開(kāi)展相關(guān)研究，主要涉及建設(shè)成效評(píng)估與分析（宋月君等，2012）、綜合效益定量分析（孫昕等，2009）、植被恢復(fù)情況（劉艷改等，2019）等。本研究以塘背小流域?yàn)檠芯繀^(qū)，選擇生態(tài)恢復(fù)和果園開(kāi)發(fā)兩種治理模式，試圖評(píng)價(jià)典型治理模式對(duì)嚴(yán)重侵蝕退化地土壤碳庫(kù)提升效益和效率的影響，并以附近未受人為擾動(dòng)的次生林作為理想?yún)⒄眨栽u(píng)估侵蝕區(qū)土壤碳庫(kù)的恢復(fù)潛力。本研究可為科學(xué)評(píng)估水土保持綜合治理的碳增匯效益提供數(shù)據(jù)支撐，以及人工林經(jīng)營(yíng)管理提供一定的指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于江西省興國(guó)縣塘背小流域，隸屬鄱陽(yáng)湖水系五大河流之一的贛江流域，流域土地總面積16.38 km2。地貌類(lèi)型以山地丘陵為主，其中40%左右為低山，主要分布在上游，50%左右為丘陵。海拔高度在131—469 m之間，相對(duì)高差多為300 m以?xún)?nèi)。屬亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候區(qū)，年平均溫度19.5 ℃，多年平均降水量1528.8 mm。成土母質(zhì)以花崗巖類(lèi)風(fēng)化物為主，土壤類(lèi)型主要有紅壤和水稻土，地帶性原生植被為亞熱帶常綠闊葉林。

由于過(guò)去不合理的采伐利用和戰(zhàn)爭(zhēng)影響使得原生植物遭到毀滅性破壞，引發(fā)嚴(yán)重的水土流失，使得塘背小流域成為南方紅壤重度侵蝕區(qū)。20世紀(jì)80年代初，小流域境內(nèi)山地面積 1155 hm2，而強(qiáng)烈以上侵蝕等級(jí)水土流失面積合計(jì) 951 hm2，占山地面積的82.4%，山地植被覆蓋率僅為10%，被稱(chēng)為“江南紅色沙漠”。從20世紀(jì)80年代中后期開(kāi)始，歷經(jīng)長(zhǎng)時(shí)期水土保持綜合治理，至2014年植被覆蓋度達(dá)到86.8%（宋月君等，2017）。現(xiàn)小流域內(nèi)植被類(lèi)型以馬尾松（Pinus massoniana）純林為主，臍橙（Citrus sinensis Osb. var. brasliliensis Tanaka）、油茶（Camellia oleifera Abel.）等經(jīng)果林也得到大面積發(fā)展。

1.2 樣地設(shè)置

在小流域范圍內(nèi)選擇侵蝕退化地（BL）、生態(tài)恢復(fù)地（F34）、臍橙果園（GY）和次生林（UF）作為試驗(yàn)樣地，每種類(lèi)型均設(shè)置3個(gè)20 m×20 m的樣地，坡度均在12°—15°之間（圖1），坡向均為北坡，海拔在160—235 m之間。其中，BL樣地未進(jìn)行治理，作為陰性對(duì)照。土壤侵蝕嚴(yán)重，使具有完整發(fā)生土層A-B-C剖面構(gòu)型的花崗巖母質(zhì)土壤A層喪失，B層出露，裸露地表上有粗砂和富含鐵錳礦物結(jié)合體，地表稀疏分布馬尾松小老頭林。F34樣地為1985年采取水平竹節(jié)溝+喬灌草補(bǔ)植的綜合措施進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)性治理。水平竹節(jié)溝規(guī)格：梯形斷面，溝上寬60 cm、底寬40 cm、溝深50 cm。治理前，植被結(jié)構(gòu)同于BL樣地，營(yíng)造好水平竹節(jié)溝后，進(jìn)行楓香（Liquidambar formosana）、木荷（Schima superba）、胡枝子（Lespedeza bicolor）和百喜草（Paspalum notatum）、雀稗（Paspalum thunbergii）等喬灌草綜合補(bǔ)植。F34樣地于1985年進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)治理后一直采取封禁管護(hù)狀態(tài)。GY樣地同樣于1985年以“前埂后溝+梯壁植草式反坡臺(tái)地”模式進(jìn)行臍橙開(kāi)發(fā)。“前埂后溝+梯壁植草式反坡臺(tái)地”主要是結(jié)合坡改梯工程，設(shè)置內(nèi)斜式梯面（即梯面外高內(nèi)低，略成反坡），以降低地面坡度和縮短坡長(zhǎng)；臺(tái)面寬400 cm，按照2 m×2 m株行距栽植臍橙；另外，在梯田田面外側(cè)修筑田埂，埂高0.3—0.5 m；田面內(nèi)側(cè)設(shè)水平竹節(jié)溝，0.3 m×0.3 m矩形斷面，溝內(nèi)每隔5—10 m設(shè)一橫土垱；在田埂、梯壁、坎下溝上全部種植混合草籽進(jìn)行防護(hù)處理。臍橙果園采取常規(guī)管理，對(duì)土壤有機(jī)碳存在影響的主要是在2、6、9月各追施一次有機(jī)肥（以綠肥和餅肥為主）、不定期清除樹(shù)盤(pán)周邊雜草并還田和冬季修枝等。UF樣地為附近未受人為擾動(dòng)的次生林，作為陽(yáng)性對(duì)照。2019年12月，進(jìn)行了樣地植被結(jié)構(gòu)調(diào)查（表1）和表層土壤（0—20 cm）取樣分析（表2）。

圖1 試驗(yàn)樣地設(shè)置及位置Fig. 1 Setting and location of test plot

表1 樣地植被結(jié)構(gòu)特征Table 1 Basic characteristics of the studied area

表2 樣地表層土壤（0—20 cm）基本性質(zhì)Table 2 Soil physical and chemical characteristics of the surface soils (0-20 cm)

1.3 樣品采集與測(cè)定

在樣地中按“S形”選取5個(gè)采樣點(diǎn)，去除地表凋落物，用土鉆分層（0—10、10—20、20—40、40—70、70—100 cm）取樣，用環(huán)刀法測(cè)定每層土壤容重。由于土壤 TOC是反映土壤肥力狀況的指標(biāo)，體現(xiàn)土壤對(duì)保持肥力能力（Lal，2004），活性有機(jī)碳一定程度上能夠反映土壤 SOC的動(dòng)態(tài)效益（土壤碳固碳量、固碳效益和穩(wěn)定性等）（Zhang et al.，2019）。因此，本研究主要測(cè)定土壤TOC、DOC、MBC等指標(biāo)。

將樣品帶回實(shí)驗(yàn)室，過(guò)2 mm鋼篩后分成2份，其中一份新鮮土樣（放入4 ℃冰箱內(nèi)冷藏保存）用于測(cè)定DOC（水溶性有機(jī)碳）含量和MBC（微生物生物量碳）含量；另一份風(fēng)干后測(cè)定>2 mm的石礫含量（以w計(jì)，%），并取部分風(fēng)干土樣測(cè)定TOC（總有機(jī)碳）含量。

TOC含量采用重鉻酸鉀—外加熱法測(cè)定。DOC含量采用熱水浸提—總有機(jī)碳分析儀法測(cè)定：將10 g新鮮土樣置于離心管中，加入50 mL 25 ℃的超純水浸提，振蕩 30 min，4000 r·min?1離心 20 min（若渾濁，則重新離心），浸提液用玻璃纖維濾膜（0.45 μm）與真空泵抽濾后，使用總有機(jī)碳分析儀（Elementarvario TOC cube，德國(guó)Elementar元素分析系統(tǒng)公司）直接測(cè)定濾液中的有機(jī)碳含量。

MBC含量采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提-總有機(jī)碳分析儀法測(cè)定：稱(chēng)取相當(dāng)于25 g烘干土質(zhì)量的新鮮土樣3份，放入真空干燥器內(nèi)，同時(shí)放入盛有無(wú)醇氯仿的燒杯進(jìn)行滅菌熏蒸。抽真空使氯仿沸騰 5 min，25 ℃下放置24 h，之后取出燒杯反復(fù)抽真空以清除氯仿，加入 100 mL 0.5 mol·L?1K2SO4振蕩 30 min，過(guò)濾后使用總有機(jī)碳分析儀測(cè)定提取液中的有機(jī)碳含量。同時(shí)，未滅菌的新鮮土樣也按相同方法測(cè)定浸提液中的有機(jī)碳含量，二者差值的2.64倍即為土壤中MBC含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

土壤有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量計(jì)算公式：

式中：

S(SOCP)——每層土壤有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量，t·hm?2；

d——每層土壤厚度，cm；

ρ——每層土壤容重，g·cm?3；

f——每層土壤>2 mm的石礫含量，%；

c——每層土壤中 TOC 含量，g·kg?1。

土壤碳吸存量和吸存速率采用直接外推法計(jì)算（Zhang et al.，2019；陳泮勤，2004），即碳吸存量為治理樣地與對(duì)照樣地之間土壤有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量的變化；碳吸存速率為吸存量與治理年限（相對(duì)于對(duì)照樣地）的比值。同時(shí)，以UF樣地作為理想?yún)⒄?，獲取BL、F34和GY等3種類(lèi)型樣地的碳吸存潛力。

運(yùn)用SPSS 25.0進(jìn)行方差分析和相關(guān)性分析，采用Origin 2018繪制圖表。除非另有說(shuō)明，文中的顯著性檢驗(yàn)標(biāo)準(zhǔn)均為P<0.05。所有結(jié)果均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。其中，應(yīng)用單因素方差分析（One-way ANOVA）檢驗(yàn)治理模式對(duì)花崗巖侵蝕區(qū)土壤pH、養(yǎng)分含量及其化學(xué)計(jì)量特征的影響；各樣地TOC、DOC和 MBC含量的垂直分布差異及不同樣地相同土層之間TOC、DOC和MBC含量的差異采用多重比較（Duncan test）進(jìn)行檢驗(yàn)。在進(jìn)行單因素方差和相關(guān)性分析之前，用Kolmogorov-Smirnov檢驗(yàn)檢驗(yàn)分布的正態(tài)性，用Levene檢驗(yàn)檢驗(yàn)方差的均勻性。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤TOC含量與有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量的變化

研究區(qū) BL對(duì)照樣地 0—100 cm范圍內(nèi)土壤TOC平均含量為2.26 g·kg?1。進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)性治理和果園開(kāi)發(fā)性治理34年后，土壤TOC含量顯著增加（圖2）。與BL相比，F(xiàn)34樣地（5.54 g·kg?1）和GY樣地（6.05 g·kg?1）的TOC平均含量分別增加了145%和168%。附近未受人為擾動(dòng)的次生林UF樣地TOC含量最高，達(dá)到10.22 g·kg?1。這意味著即使經(jīng)過(guò)34年的恢復(fù)，亞熱帶嚴(yán)重侵蝕區(qū)土壤TOC仍有較大的增長(zhǎng)空間。不同樣地之間土壤 TOC含量垂直分布特征存在明顯差異（圖1）。BL樣地TOC含量垂直分布特征不明顯，變異系數(shù)為25.53%。進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)后，0—10 cm層次TOC含量顯著高于其它土層（P<0.05）；進(jìn)行果園開(kāi)發(fā)后0—10 cm和10—20 cm兩個(gè)層次TOC含量低于20—40 cm土層，但未達(dá)到顯著性水平（P>0.05）。UF樣地，5個(gè)土層之間均存在顯著性差異（P<0.05）。另外，不同樣地之間0—10、10—20、20—40 cm土壤TOC含量均存在顯著性差異（P<0.05），40—100 cm差異不明顯，說(shuō)明在侵蝕劣地上進(jìn)行綜合治理對(duì)土壤表層TOC含量的影響大于深層。

圖2 不同恢復(fù)措施下土壤TOC的垂直分布Fig. 2 Vertical distribution of soil TOC under different restoration measures

由于長(zhǎng)期的土壤侵蝕和礦化作用，BL樣地1 m深度 TOC 儲(chǔ)量較低，僅為 19.86 t·hm?2。與 BL相比，F(xiàn)34與GY樣地TOC儲(chǔ)量分別增加了99.4%和171.4%（表3）。因此，在侵蝕劣地進(jìn)行水土保持綜合治理可顯著增加土壤TOC儲(chǔ)量，而且果園開(kāi)發(fā)模式比生態(tài)恢復(fù)治理具有更好的碳固持效果。UF樣地TOC儲(chǔ)量最高，達(dá)到75.90 t·hm?2。除GY樣地外，其他樣地 TOC儲(chǔ)量均隨土壤深度增加而減少（表3）。F34、GY、UF樣地0—40 cm層次TOC儲(chǔ)量分別為 21.90、31.74 和 48.00 t·hm?2，比 BL 增加 144%、253%和435%，但F34和GY樣地40 cm層次以下TOC儲(chǔ)量占剖面TOC總儲(chǔ)量的比例變化不大。

表3 不同土層有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量及其垂直分布Table 3 Organic carbon storage and vertical distribution of different soil layers

2.2 土壤表層活性有機(jī)碳含量的變化

由于不同治理模式對(duì)40 cm土層以下的土壤活性有機(jī)碳和輕組有機(jī)碳影響較?。℉ao et al.，2010），因此本研究?jī)H對(duì)40 cm以上土壤DOC、MBC含量測(cè)定分析（表4）。

表4 不同樣地土壤活性有機(jī)碳的分布特征Table 4 Distribution characteristics of soil activated carbon under different treatment measures

與BL樣地相比，治理后表層土壤DOC含量顯著增加（P<0.05），F(xiàn)34和GY樣地0—10 cm土壤DOC含量分別增加393%和381%。方差分析顯示，F(xiàn)34和GY樣地0—20 cm土壤DOC含量均與BL樣地之間存在顯著差異（P<0.05），但與F34樣地的差異沒(méi)有達(dá)到顯著性水平（P>0.05）。另外，比較明顯的規(guī)律是，BL樣地其0—10 cm土層DOC含量顯著高于其他兩個(gè)層次（P<0.05），但是進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)治理和果園開(kāi)發(fā)，以及對(duì)于次生林樣地而言，這種層次之間的差異都得到消除（P>0.05）。

不同措施下土壤MBC垂直分異特征不明顯。UF樣地0—20 cm土壤MBC含量與BL、F34、GY樣地間差異顯著（P<0.05）；GY樣地20—40 cm土壤MBC含量與BL樣地差異不明顯，但與F34、UF樣地之間存在顯著差異（P<0.05）。

2.3 土壤碳吸存量、吸存速率與吸存潛力

進(jìn)行水土保持綜合治理后可顯著提升包括土壤碳匯功能的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)。與對(duì)照為治理BL樣地相比，F(xiàn)34和GY樣地的土壤有機(jī)碳吸存量分別為 19.79 t·hm?2和 34.05 t·hm?2，碳吸存速率分別為0.58 t·hm?2·a?1和 1.00 t·hm?2·a?1。果園由于施行了“前埂后溝+梯壁植草+反坡臺(tái)地”開(kāi)發(fā)，具備較高的碳吸存速率。以UF樣地作為碳吸存的理想?yún)⒄?，BL、F34和GY樣地的碳吸存潛力分別為56.04、36.25和 21.99 t·hm?2。理想條件下，以當(dāng)前 F34和GY樣地的吸存速率推算，分別還需要62 a、22 a才能達(dá)到與UF相當(dāng)?shù)耐寥繲OC儲(chǔ)量水平。

3 討論

3.1 不同治理模式下土壤有機(jī)碳的積累與恢復(fù)

土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)受氣候、土壤和生物等諸多因素的共同控制。本研究中，在亞熱帶紅壤侵蝕退化地進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)性治理和果園開(kāi)發(fā)性治理均能顯著促進(jìn)土壤有機(jī)碳的積累與恢復(fù)，與前人研究結(jié)論類(lèi)似（Li et al.，2012；Liu et al.，2018；Nie et al.，2017）。水土保持綜合治理后土壤有機(jī)碳的恢復(fù)可能主要由于植被的建立和生長(zhǎng)（Post et al.，2010）以及土壤團(tuán)聚體的物理保護(hù)所致（Albrecht et al.，2003）。植物和根系殘?bào)w的輸入則被認(rèn)為是退化土壤有機(jī)碳的主要來(lái)源（Laganière et al.，2010；Huang et al.，2011；Nie et al.，2017；張文雯等，2019）。本研究中，值得注意的是，生態(tài)恢復(fù)模式下的水平竹節(jié)溝和果園開(kāi)發(fā)中的反坡臺(tái)地+前埂后溝等工程措施抑制了土壤侵蝕，減少了土壤碳素的侵蝕損失，可能部分促進(jìn)了土壤有機(jī)碳的積累（Starr et al.，2000）。另外，果園開(kāi)發(fā)模式下土壤有機(jī)碳積累速率大于生態(tài)恢復(fù)模式還可能與臍橙果園農(nóng)事活動(dòng)中施加有機(jī)肥有關(guān)。有機(jī)肥既是土壤有機(jī)碳的來(lái)源還能夠改善土壤理化性狀（王義祥等，2013），從而在一定程度上加快土壤有機(jī)碳積累速率（黃威等，2012；王峰等，2012）。

一般而言，在沒(méi)有人為干擾的情況下，土壤有機(jī)碳會(huì)隨著時(shí)間積累，并趨于穩(wěn)定（Castellano et al.，2015；陳懷璞等，2017）。謝錦升等（2006）指出積極的恢復(fù)措施可使裸地TOC歷時(shí)56—170 a恢復(fù)到與次生林相當(dāng)?shù)乃?，但無(wú)措施影響下所需時(shí)間更長(zhǎng)，這與本研究所得結(jié)論一致。

本研究還發(fā)現(xiàn) 0—40 cm土壤有機(jī)碳庫(kù)隨土層加深呈上升趨勢(shì)，而40 cm以下土層變化較小，不同生態(tài)恢復(fù)模式之間存在一定差異。一方面可能由于果樹(shù)的直根系決定了土壤表層根系較少，且根系殘?bào)w一般為難分解的木質(zhì)素，存在腐殖化慢的現(xiàn)象（簡(jiǎn)興等，2019）；第二，耕作措施擾動(dòng)可導(dǎo)致表層土壤有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量損失（柳敏等，2006）；第三，果園日常管理會(huì)清理地表凋落物。翁伯琦等（2013）證實(shí)生草果園比清耕果園 0—20 cm土壤有機(jī)碳提高18.14%。果園40 cm以下土層有機(jī)碳變化較小的現(xiàn)象，主要由于果樹(shù)根系大多處于0—40 cm，而細(xì)根則是土壤有機(jī)碳庫(kù)儲(chǔ)量主要來(lái)源之一（孫輝等，2005）。

3.2 不同治理模式下土壤活性有機(jī)碳的變化

DOC和MBC等活性有機(jī)碳組分是凋落物分解和土壤碳循環(huán)的主要承擔(dān)者和驅(qū)動(dòng)力，也是土壤養(yǎng)分的重要來(lái)源與轉(zhuǎn)化循環(huán)的載體（Li et al.，2017；趙明東等，2006；孫穎等，2018；羅碧珍等，2020），影響土壤質(zhì)量（楊合龍等，2015）。DOC和MBC作為土壤有機(jī)碳中不穩(wěn)定組分，對(duì)環(huán)境變化和人為干擾高度敏感。本研究F34、GY模式下土壤DOC含量分別增加410%、405%，土壤MBC含量分別增加 217%、106%，與李太魁等（2013）、祁心等（2015）研究結(jié)果相似，治理措施均能顯著增加表層土壤DOC和MBC含量。這主要由于與侵蝕退化地相比，植被恢復(fù)和果園開(kāi)發(fā)重建了凋落物和細(xì)根的物質(zhì)循環(huán)途徑，為活性有機(jī)碳提供了物質(zhì)來(lái)源（王清奎等，2007；李太魁等，2013；吳然等，2016）。Fontaine et al.（2007）指出，新鮮C的供應(yīng)可能促進(jìn)SOC的分解，并促進(jìn)DOC的增加。MBC含量的增加可能是由于植物殘?bào)w的輸入（Brockett et al.，2012）。

然而，水土保持綜合治理后積累的碳能否長(zhǎng)期儲(chǔ)存在土壤中，很大程度上取決于有機(jī)碳的穩(wěn)定性（Tonneijck et al.，2010；Soucémarianadin et al.，2018），尤其是在干擾或未來(lái)氣候變化的情況下（van Groenigen et al.，2017）。因此，土壤碳儲(chǔ)量及其穩(wěn)定性的變化決定了土壤固碳的實(shí)際能力。本研究對(duì)亞熱帶侵蝕區(qū)進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)或果園開(kāi)發(fā)盡管促進(jìn)了土壤有機(jī)碳的積累與恢復(fù)，但土壤活性有機(jī)碳組分增加說(shuō)明土壤碳素的周轉(zhuǎn)率仍然較高，土壤有機(jī)碳分解和釋放的風(fēng)險(xiǎn)也被提升。與Zhang et al.（2019）研究結(jié)果類(lèi)似，植被恢復(fù)雖具有顯著的固碳效益，但降低了土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。盡管活性碳組分增加對(duì)促進(jìn)植物吸收和植被生長(zhǎng)意義重大，但本研究DOC和MBC指標(biāo)并不能完全反映有機(jī)碳的穩(wěn)定性，從土壤碳匯的角度出發(fā)，接下來(lái)應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注土壤有機(jī)碳不同組分的穩(wěn)定性，如易降解碳庫(kù)和難降解碳庫(kù)，對(duì)評(píng)估治理后人工林生態(tài)系統(tǒng)（包括果園）的土壤碳儲(chǔ)量質(zhì)量、儲(chǔ)存時(shí)間和長(zhǎng)期土壤碳固存具有重要意義（Cusack et al.，2011；Dungait et al.，2012）。

3.3 碳吸存速率和潛力以及對(duì)花崗巖嚴(yán)重侵蝕區(qū)水土保持綜合治理的啟示

本研究中，與未治理侵蝕退化地相比，生態(tài)恢復(fù)治理和果園開(kāi)發(fā)34年后，碳吸存速率分別為0.58 t·hm?2·a?1和1.00 t·hm?2·a?1，與Freibauer et al.（2004）在歐盟多處廢棄地實(shí)施恢復(fù)技術(shù)后研究一致（0.3—0.6 t·hm?2·a?1），但臍橙果園碳吸存速率低于肖勝生等（2015）在紅壤柑橘園研究結(jié)果（1.72 t·hm?2·a?1），謝錦升等（2006）也有類(lèi)似發(fā)現(xiàn)。另外，He et al.（2013）同樣在南方紅壤區(qū)嚴(yán)重侵蝕區(qū)研究得到，在裸地上建立的 30年生馬尾松林的平均碳吸存速率為 0.39 t·hm?2·a?1。

碳吸存速率受氣候因子、土壤因子、植物種類(lèi)、凋落物、微生物等多因素控制（Six et al.，2002），決定了土壤碳吸存速率不能一直保持較高水平，隨著時(shí)間推移會(huì)出現(xiàn)衰減趨勢(shì)。本研究得到花崗巖嚴(yán)重侵蝕區(qū)土壤碳匯潛力巨大，即使經(jīng)過(guò)水土保持綜合治理依然具備較強(qiáng)的碳匯潛力，與程彩芳等（2015）研究結(jié)論一致。但Yang et al.（2007）發(fā)現(xiàn)中國(guó)中亞熱帶山區(qū)退化土地的土壤有機(jī)碳固存潛力低于同緯度其他地區(qū)，這主要是由于降水和地貌條件，特別是坡面徑流的碳損失占很大比例。

退化土壤有機(jī)碳的恢復(fù)需要較長(zhǎng)的時(shí)間。區(qū)曉琳等（2018）指出亞熱帶馬尾松退化地經(jīng)80年治理后土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳才恢復(fù)至未侵蝕樣地的平均水平，本研究采取竹節(jié)溝+喬灌草措施后退化花崗巖土壤有機(jī)碳恢復(fù)至UF水平需要96 a，采取果園模式則需要56 a。該結(jié)果對(duì)紅壤侵蝕區(qū)包括果園在內(nèi)的人工林經(jīng)營(yíng)管理具有一定的指導(dǎo)意義。首先，更加重視次生林的保護(hù)和植被恢復(fù)，以盡量縮短土壤有機(jī)碳的恢復(fù)時(shí)間。同時(shí)，避免園地中人為干擾過(guò)大造成更為嚴(yán)重的水土流失，因?yàn)橹脖唤⒑蜕L(zhǎng)引起的地上生物量的增加很可能會(huì)被山地坡面侵蝕造成的有機(jī)碳流失所抵消（Jackson et al.，2002）。在侵蝕劣地上建立起來(lái)的人工林生態(tài)系統(tǒng)對(duì)外界干擾的響應(yīng)和適應(yīng)能力也較差。有研究表明，若原始森林和恢復(fù)森林同時(shí)遭到破壞，恢復(fù)森林的土壤碳素可能會(huì)損失更多，這主要由于其穩(wěn)定性更低（Zhang et al.，2019）。但目前相關(guān)政策主要強(qiáng)調(diào)現(xiàn)有原始森林植被的保護(hù)，不過(guò)隨著水利水保工程后期管護(hù)的逐步重視，如健全多元化管護(hù)機(jī)制（戴向前等，2020），江西省《贛州市水土保持條例》（2020）進(jìn)一步明確水土保持設(shè)施管護(hù)和社會(huì)參與治理等，我們建議在侵蝕區(qū)進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)重建或營(yíng)建果園，并保護(hù)好這些人工林生態(tài)系統(tǒng)對(duì)于碳平衡同樣重要。

4 結(jié)論

（1）南方花崗巖紅壤侵蝕退化地土壤 TOC含量、碳庫(kù)儲(chǔ)量較低，垂直分布特征不明顯，進(jìn)行“水平竹節(jié)溝+前灌草補(bǔ)植”生態(tài)恢復(fù)和“前埂后溝+梯壁植草式反坡梯田”臍橙果園開(kāi)發(fā)均可有效促進(jìn)土壤有機(jī)碳的積累和恢復(fù)，而且果園開(kāi)發(fā)模式下的土壤碳素恢復(fù)效應(yīng)更明顯，但距離周邊未受擾動(dòng)的次生林還存在一定差距。

（2）在侵蝕退化地進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)和果園開(kāi)發(fā)顯著增加了表層土壤DOC和MBC組分的含量，特別是對(duì) 0—10 cm的促進(jìn)作用大于其他土層，從而增加了活性有機(jī)碳礦化釋放的風(fēng)險(xiǎn)，需要加強(qiáng)管護(hù)。

（3）與未治理退化樣地相比，生態(tài)恢復(fù)和果園開(kāi)發(fā)模式的土壤碳吸存速率為 0.58 t·hm?2·a?1和1.00 t·hm?2·a?1。以附近次生林作為碳吸存峰值參考，生態(tài)恢復(fù)和果園開(kāi)發(fā)模式下的碳吸存潛力為 36.25 t·hm?2和 21.99 t·hm?2，依然具備較大的碳匯潛力。