趙 元,張 偉,胡培雷,肖 峻,王克林,*

1 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, 長沙 410125 2 中國科學(xué)院環(huán)江喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測研究站, 環(huán)江 547100 3 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049

陸地生態(tài)系統(tǒng)中土壤有機(jī)碳(SOC)儲量比大氣中碳庫高2—3倍[1]。作為土壤有機(jī)質(zhì)的重要組成部分,SOC是維持陸地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的重要基礎(chǔ),也關(guān)系到全球氣候變化[2-3]。但是,自然或人為造成的土地退化已經(jīng)極大地限制了土壤碳庫穩(wěn)定和固持能力,甚至導(dǎo)致土壤碳庫從“匯”向“源”發(fā)生轉(zhuǎn)變[4-5]。植被恢復(fù)是提升退化區(qū)域SOC固持的有效措施[6]。近期研究也表明,全球超過三分之一的植被覆蓋地正在變“綠”,植被恢復(fù)是主要推動(dòng)力之一[7]。然而,土壤碳庫恢復(fù)往往滯后于植被,且不同植被恢復(fù)模式之間差異較大[8]。因此,研究不同植被恢復(fù)模式下SOC變化特征對于正確認(rèn)識退化區(qū)域土壤固碳潛力及可持續(xù)恢復(fù)具有重要的指導(dǎo)意義。

在不同研究區(qū),植被恢復(fù)后土壤碳匯效應(yīng)差異較大。與退耕前相比,植被恢復(fù)后SOC增加、減少或保持不變的結(jié)果均有報(bào)道[9]。造成這些差異的原因主要與氣候、退耕前土地利用類型、恢復(fù)年限、地質(zhì)背景等有關(guān)[8]。此外,作為退化生態(tài)系統(tǒng)非常重要的兩種植被恢復(fù)模式,人工造林與植被自然恢復(fù)土壤碳固定能力大小也存在爭議。如Jin 等[10]認(rèn)為自然恢復(fù)比人工恢復(fù)更有利于土壤碳固持；而Gong等[11]研究則表明人工恢復(fù)具有更高的碳固持潛力。這是因?yàn)閮煞N恢復(fù)模式在管理、物種組成、微氣候、根系周轉(zhuǎn)及分泌物、凋落物等方面都存在很大差異[12-14],從而導(dǎo)致其土壤碳匯效應(yīng)差異。因此,有必要針對特定生態(tài)脆弱區(qū)分析人工恢復(fù)和自然恢復(fù)兩種模式下土壤碳匯效應(yīng)。

另一方面,由于SOC不同組分具有不同的周轉(zhuǎn)速率和穩(wěn)定機(jī)制,導(dǎo)致土壤碳庫不同組分對植被恢復(fù)存在差異性響應(yīng)[15]。主要來源于未分解或半分解的碎屑有機(jī)質(zhì)的活性有機(jī)碳(如顆粒態(tài)有機(jī)碳(POC)、易氧化態(tài)有機(jī)碳(ROC)等),其周轉(zhuǎn)速率快、穩(wěn)定性較差,易被微生物分解利用,對土地利用方式變化響應(yīng)敏感[16-17]；主要來源于植物組分滲出物或被土壤生物轉(zhuǎn)化后的組分,且易與土壤礦質(zhì)結(jié)合(如礦質(zhì)結(jié)合態(tài)有機(jī)碳(MOC))的惰性有機(jī)碳,其周轉(zhuǎn)周期長、穩(wěn)定性較好,有利于土壤碳庫的長期固持[16]。研究表明,土壤中POC通常占SOC的41%—69%,一旦出現(xiàn)擾動(dòng)和破壞,POC占比會迅速下降[17]。而且POC多以游離態(tài)存在,當(dāng)林地轉(zhuǎn)變?yōu)楦睾?土壤中游離的POC與團(tuán)聚體內(nèi)的POC相比,可能會減少更多[18]。且POC比MOC更易受土地利用方式和土壤管理措施的影響[19]。同時(shí),長期定點(diǎn)實(shí)驗(yàn)研究表明,活性有機(jī)碳庫與微生物關(guān)系密切,當(dāng)植被及微生物變化較大時(shí),易氧化有機(jī)碳(ROC)會受到直接和間接的影響[20]。然而,目前關(guān)于活性和惰性有機(jī)碳對人工恢復(fù)和自然恢復(fù)如何響應(yīng)的研究還較缺乏,限制了退化區(qū)域植被高效可持續(xù)恢復(fù)和固碳增匯的管理需求。在以往研究中,惰性碳指數(shù)(RI)可以有效評估不同土地利用方式對土壤惰性碳庫的影響,有助于評估土壤碳固持能力[21-22]。然而,土壤碳庫不同穩(wěn)定性組分、RI及碳固持能力對人工造林和自然恢復(fù)如何響應(yīng),以及不同穩(wěn)定性組分對土壤碳庫的貢獻(xiàn)等問題尚不清楚,引發(fā)對兩種植被恢復(fù)模式土壤長期碳匯能力的質(zhì)疑[23-24]。

我國西南喀斯特地區(qū)是全球碳酸鹽巖集中分布面積最大、人地矛盾最尖銳的地區(qū),該區(qū)巖溶發(fā)育強(qiáng)烈,石漠化嚴(yán)重[22]。西南喀斯特面積約為5.1×107hm2,占全國總面積的5.3%,其生態(tài)環(huán)境的脆弱性會導(dǎo)致該地區(qū)在遭到擾動(dòng)后極易發(fā)生石漠化,不僅制約區(qū)域社會可持續(xù)發(fā)展,還影響長江、珠江上游生態(tài)安全[25]。圍繞西南喀斯特石漠化治理,國家先后實(shí)施了一系列生態(tài)保護(hù)與建設(shè)工程[26]。其中,植被自然恢復(fù)與人工造林是非常重要的措施,且對于土壤碳庫的恢復(fù)具有重要意義[27]。目前關(guān)于喀斯特SOC的報(bào)道中,主要集中在喀斯特不同地貌類型、巖性、植被覆蓋/類型及土地利用方式下SOC的變化特征。如,王興富等[28]研究了地表小生境及成土母質(zhì)巖性演變對喀斯特石漠區(qū)SOC的影響,結(jié)果表明地貌類型對SOC有較大影響,且成土母質(zhì)巖性為石灰?guī)r及泥灰?guī)r的SOC含量相對較高；Wen等[29]通過分析白云巖和石灰?guī)r植被自然恢復(fù)不同演替階段土壤輕組和重組有機(jī)碳變化特征,發(fā)現(xiàn)巖性影響SOC含量和穩(wěn)定性；Hu等[30]在桂西北喀斯特小流域尺度上的研究發(fā)現(xiàn),退耕10年后,自然恢復(fù)SOC含量是人工造林的1.69倍,但尚未解析兩種植被恢復(fù)模式下SOC差異的組分來源。

綜上,當(dāng)前關(guān)于喀斯特地區(qū)SOC的研究已經(jīng)有一定進(jìn)展,然而對人工恢復(fù)和自然恢復(fù)兩種模式下土壤碳匯效應(yīng)、土壤碳庫不同組分及其穩(wěn)定性、碳固持能力的研究仍然較少。已有研究缺乏從土壤碳庫組分和穩(wěn)定性視角探索兩種植被恢復(fù)模式下土壤碳匯功能差異,理論認(rèn)識難以支撐退化生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)恢復(fù)和提質(zhì)增效的管理需求。為解決上述問題,本文以我國桂西北喀斯特典型峰叢洼地為研究區(qū),以人工造林和植被自然恢復(fù)為研究對象,以研究區(qū)耕地為對照,分析SOC含量、SOC不同穩(wěn)定性組分、RI、相對固持能力等指標(biāo),揭示兩種植被恢復(fù)模式下土壤碳匯效應(yīng)差異的組分來源,同時(shí)明晰喀斯特生態(tài)脆弱區(qū)恢復(fù)初期不同植被恢復(fù)模式的碳固持能力,以期為喀斯特生態(tài)恢復(fù)成效評估和可持續(xù)管理提供依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概述

圖1 研究區(qū)樣點(diǎn)分布圖 Fig.1 Spatial distribution of the field sampling sites in the karst region

研究區(qū)位于廣西壯族自治區(qū)境內(nèi)(23°31′—25°11′N, 107°7′～ 108°38′E),屬于典型的喀斯特峰叢洼地地貌(圖1)。氣候?yàn)榈湫偷膩啛釒Ъ撅L(fēng)氣候,年平均氣溫(MAT)為18.82—20.96℃,年平均降水量(MAP)為1513—1607 mm。根據(jù)聯(lián)合國糧農(nóng)組織/聯(lián)合國教科文組織(FAO/UNESCO)的系統(tǒng)分類,研究區(qū)土壤為碳酸鹽巖發(fā)育的鈣質(zhì)石質(zhì)土。20世紀(jì)90年代前,長期高強(qiáng)度人類農(nóng)業(yè)活動(dòng)(森林砍伐和耕作)對生態(tài)環(huán)境破壞嚴(yán)重,石漠化程度加劇,水土流失嚴(yán)重。從2002年開始,隨著“退耕還林”工程的實(shí)施,研究區(qū)大部分耕地退耕,主要是通過人工恢復(fù)(人工造林)和自然恢復(fù)(耕地撂荒后植被自然恢復(fù))兩種方式進(jìn)行植被恢復(fù)。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)和采樣方法

采樣于2018年8月進(jìn)行。在研究區(qū)選擇耕地作為對照,選擇人工林和自然恢復(fù)樣地作為兩種植被恢復(fù)模式樣地(圖1)。為保證樣地可比性,試驗(yàn)選點(diǎn)時(shí),在當(dāng)?shù)亓謽I(yè)部門及當(dāng)?shù)卮迕竦闹笇?dǎo)下確定土地利用歷史。耕地、人工林和自然恢復(fù)樣地需滿足以下要求：(1)土壤類型均為碳酸鹽巖發(fā)育的鈣質(zhì)石質(zhì)土。(2)耕地均種植玉米(Zeamays),且種植歷史達(dá)100年以上(世代耕種)。人工恢復(fù)或自然恢復(fù)樣地退耕前均為玉米地,且均于2002年退耕。其中,人工林為耕地退耕后人工種植任豆(Zeniainsignis),自然恢復(fù)樣地為耕地撂荒后植被自然恢復(fù),目前已演替為灌叢(以下表述以灌叢代替自然恢復(fù)樣地),優(yōu)勢種為紅背山麻桿(Alchorneatrewioides)、楓香樹(Liquidambarformosana)、野梧桐(Mallotusjaponicus)、飛蛾槭(Aceroblongum)和漿果楝(Cipadessabaccifera)。(3)各樣地均位于坡腳,因?yàn)檫@是“退耕還林”主要恢復(fù)區(qū)域,且各樣地坡度基本一致。(4)選擇各樣地的年均降水(1550±50)mm/a和年均溫度(20±1)℃盡量保持一致。

選取的樣地大小均為20 m×20 m,每種土地利用類型共9個(gè)重復(fù),共27個(gè)樣地。在每個(gè)樣地內(nèi)用土鉆(直徑為38 mm)按“S”型選取0—15 cm土層20個(gè)樣點(diǎn),并充分混勻代表該樣地土壤樣品。隨后,用鑷子仔細(xì)挑選土壤中根系和碎石,并過2 mm網(wǎng)篩備用。將每個(gè)樣地土壤樣品分為2份,一份用于SOC不同組分篩分及測定,另一份用于測定土壤理化性質(zhì)。

1.3 樣品處理與分析

土壤密度(BD)采用環(huán)刀法(100 cm3)收集原狀土壤樣品(深度為0—15 cm),每個(gè)樣地5個(gè)重復(fù),隨后在烘箱中烘干至恒重并稱量[31]；采用馬爾文激光粒度儀分析土壤機(jī)械組成(Master sizer 2000)；采用pH計(jì)測定土壤pH值(水土比為1∶2.5)(FE20K; Mettler-Toledo, Switzerland)[32]；SOC含量采用濃硫酸-重鉻酸鉀氧化后,硫酸亞鐵滴定法測定[33]；土壤全氮(TN)含量使用碳氮元素分析儀測定(vario MAX; Elementar, Germany)；采用磷脂脂肪酸(PLFA)方法分析土壤微生物群落豐度和組成,細(xì)菌PLFAs的豐度用i14:0、a15:0、i15:0、i16:0、16:1ω7c、17:0、a17:0、i17:0、cy17:0、18:0、18:1ω7c、cy19:0豐度之和計(jì)算,真菌PLFAs的豐度用18:1ω9c和18:2ω6,9c的豐度之和計(jì)算[34]。

分別采用物理分組方法(按粒級大小)和化學(xué)分組方法(能被0.02 mol/L高錳酸鉀混合溶液氧化)將SOC分成不同組分。物理分組方法根據(jù)土壤粒級大小將SOC分成POC和MOC兩個(gè)組分。采用濕篩法分級[35-37]。首先,稱取過2 mm網(wǎng)篩的10 g土壤樣品用30 mL 5 g/L(NaPO3)6分散,置于往復(fù)振動(dòng)器(90 r/min)6 h。隨后用去離子水在53 μm網(wǎng)篩漂洗分離,殘留在53 μm網(wǎng)篩上土壤定義為POC組分(>53 μm),其余部分定義為MOC組分(<53 μm)。將上述分離的土壤樣品60℃烘干后稱重,之后再過0.25 mm篩,采用濃硫酸-重鉻酸鉀外加熱法測定SOC含量[35]。化學(xué)分組方法中采用KMnO4氧化法測定ROC含量[38]。具體操作如下,稱取0.25g土壤樣品置于50 mL離心管中,加入0.1 mol/L CaCl2與0.02 mol/L KMnO4混合溶液20mL,并用0.1 mol/L的NaOH溶液將pH調(diào)至7.2。隨后將樣品于搖床(120 r/min)中振蕩2 min,再于室溫條件下(25 ℃)避光靜置10 min,取1 mL上清液定容至50 mL,與標(biāo)準(zhǔn)溶液(0.005 mol/L、0.01 mol/L、0.015 mol/L、0.02 mol/L)在550 nm波段對照(photoLab 7600UV-VIS, Germany)。根據(jù)吸光度值計(jì)算ROC含量,計(jì)算公式如下:

式中,0.02 mol/L為KMnO4的初始濃度；a為截距；b為標(biāo)準(zhǔn)曲線的斜率；z為吸光度值；9000 mg/mol為MnO4(1mol)氧化mg C (0.75 mol),Mn7+變成Mn4+換算指數(shù)；0.02 L為高錳酸鹽與土壤反應(yīng)的體積；0.0025 kg為土壤重量。同時(shí),依據(jù)SOC和ROC差值計(jì)算非易氧化碳(Non-Readily oxidizable carbon,Non-ROC)。

1.4 SOC相對固持能力計(jì)算

Zhang等[39]提出了SOC相對固持能力(SCScapacity)的概念用以評估SOC的固持能力。計(jì)算公式如下：

SCScapacity=SCSstock×SCSRI

式中,SCSstock表示植被恢復(fù)后以耕地作為對照,兩種植被恢復(fù)模式SOC相對變化值；RI為惰性碳指數(shù),表示惰性碳庫所占比值；SCSRI表示植被恢復(fù)后惰性碳指數(shù)以耕地作為對照,兩種植被恢復(fù)模式惰性碳指數(shù)相對變化值。SCSstock和SCSRI計(jì)算公式如下：

SCSstock=植被恢復(fù)樣地SOC/耕地SOC

SCSRI=植被恢復(fù)樣地RI/耕地RI

RI= Non-ROC/ROC 或 MOC/POC

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

所有數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析前均進(jìn)行正態(tài)性和方差齊性檢驗(yàn),對于不符合要求的數(shù)據(jù)進(jìn)行轉(zhuǎn)換。采用單因素方差分析(One-way ANOVA)和LSD多重檢驗(yàn)分析不同土地利用方式對土壤理化性質(zhì)和有機(jī)碳不同組分的影響。以上統(tǒng)計(jì)分析均在SPSS 19.0和OriginPro 2018進(jìn)行。除特別說明外,當(dāng)P<0.05時(shí),則認(rèn)為統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果具有顯著差異。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤基本理化性質(zhì)及微生物特征

土壤pH值、碳氮比、土壤密度、粉粒、粘粒在耕地和兩種植被恢復(fù)模式之間差異均不顯著(表1)。與耕地相比,植被恢復(fù)后SOC含量、TN含量、砂粒、細(xì)菌和真菌豐度均顯著增加(P<0.05)。其中,人工林和灌叢SOC含量增加了64%和109%,TN含量分別增加了53%和80%,細(xì)菌豐度增加了107%和129%,真菌豐度增加了117%和152%(表1和圖2)。兩種恢復(fù)模式之間,人工林SOC含量顯著高于灌叢；砂粒、TN含量、細(xì)菌和真菌豐度在兩種植被恢復(fù)模式之間差異不顯著。

表1 不同植被恢復(fù)模式土壤基本理化性質(zhì)及微生物特征

圖2 不同植被恢復(fù)模式下土壤有機(jī)碳物理分組組分特征 Fig.2 Soil organic carbon fractions based on physical method among different vegetation restoration不同大寫字母表示土壤有機(jī)碳在不同土地利用方式存在顯著差異(P<0.05, n=9),不同小寫字母表示顆粒態(tài)有機(jī)碳在不同土地利用方式存在顯著差異(P<0.05, n=9)

2.2 SOC不同組分及惰性指數(shù)

土壤碳庫物理方法分組中,POC與SOC變化規(guī)律一致,均表現(xiàn)為灌叢最高,人工林次之,耕地最低；MOC在三種土地利用類型之間差異不顯著(圖2)。土壤碳庫物理組分RI與POC則剛好相反,植被恢復(fù)后RI顯著下降,但人工林和灌叢之間差異不顯著(圖3)。

土壤碳庫化學(xué)方法分組中,ROC占SOC的比例很低,耕地、人工林、灌叢分別為1.06%、1.42%、1.51%。人工林和灌叢ROC含量顯著高于耕地,但兩種植被恢復(fù)模式之間差異不顯著(圖4)。土壤碳庫化學(xué)組分RI與物理組分RI類似,均表現(xiàn)為人工林和灌叢RI顯著低于耕地(圖3)。

圖3 不同植被恢復(fù)模式土壤惰性碳指數(shù)Fig.3 The recalcitrant index (RI) of soil organic carbon among different vegetation restoration不同小寫字母表示不同植被恢復(fù)模式之間存在顯著差異(P<0.05, n=9)

圖4 不同植被恢復(fù)模式土壤有機(jī)碳化學(xué)分組組分特征Fig.4 Soil organic carbon fractions based on chemical method among different vegetation restoration不同小寫字母表示不同植被恢復(fù)模式之間存在顯著差異(P<0.05, n=9)

2.3 SOC相對固持能力

人工林和灌叢SCSstock顯著高于耕地,且兩種植被恢復(fù)方式之間差異不顯著(表2),表明植被恢復(fù)后SOC相對累積量顯著增加。物理和化學(xué)方法分組中SCSRI表現(xiàn)出一致的規(guī)律,即人工林和灌叢SCSRI均顯著低于耕地 (表2)。而基于物理和化學(xué)組分中SCSstock和SCSRI計(jì)算的SOC相對固持能力表明,SCScapacity在耕地、人工林和灌叢之間差異均不顯著。

表2 不同植被恢復(fù)模式土壤有機(jī)碳物理和化學(xué)組分相對固持能力

3 討論

本研究發(fā)現(xiàn),桂西北喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)15年后SOC含量顯著增加,表明生態(tài)工程的實(shí)施有利于喀斯特地區(qū)土壤碳匯效應(yīng)提升。這與其他研究結(jié)果類似[8,22,30-41]?？λ固赝寥栏哜}環(huán)境有利于大團(tuán)聚體的形成和SOC的固持,但在耕作擾動(dòng)下,鈣離子易丟失,導(dǎo)致土壤大團(tuán)聚體崩解,礦化加劇,SOC快速丟失[42]。研究發(fā)現(xiàn),喀斯特灌叢轉(zhuǎn)變?yōu)楦睾蟾?年后損失率高達(dá)42%[43]。耕地退耕后,沒有耕作擾動(dòng),可以促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成,從而提高SOC固持能力[44]；另一方面,植被恢復(fù)后,凋落物和根系分泌物的增加也提高了碳輸入來源[45-46]。因此,有機(jī)碳礦化降低和碳輸入來源增加是喀斯特植被恢復(fù)后SOC增加的主要原因。此外,研究結(jié)果發(fā)現(xiàn),自然恢復(fù)模式下(灌叢)SOC含量顯著高于人工造林,這也與前期的研究結(jié)果一致[8,47],表明在喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)初期自然恢復(fù)模式比人工造林更有利于提升SOC累積。這是因?yàn)橄啾扔趩我蝗斯ち?自然恢復(fù)模式下物種多樣性高,有利于土壤碳固持；此外,人工林在生長初期由于自身生物量生長的原因,更多的碳儲存于植被碳庫中[30]。但也有研究發(fā)現(xiàn),西南峽谷型喀斯特人工造林SOC含量比自然恢復(fù)更高[48]?？λ固氐孛差愋椭g的差異可能是導(dǎo)致不同區(qū)域自然恢復(fù)和人工恢復(fù)固碳差異的主要原因,比如,喀斯特不同地貌類型之間在水熱條件、巖溶發(fā)育、植物種類等方面均存在差異,從而導(dǎo)致其碳匯效應(yīng)差異。因此,后續(xù)研究有必要針對喀斯特地貌類型深入開展不同植被恢復(fù)模式土壤碳匯效應(yīng)及驅(qū)動(dòng)機(jī)制的研究。

進(jìn)一步研究碳組分發(fā)現(xiàn),人工造林和自然恢復(fù)均顯著提升了POC含量,且以自然恢復(fù)模式下最高,但兩種植被恢復(fù)模式均未提升MOC含量。POC含量顯著提高與前人研究結(jié)果一致[39]。通常,POC可定義為土壤活性碳庫,其對土地利用變化響應(yīng)敏感[49]。植被恢復(fù)后,凋落物輸入增加,同時(shí)細(xì)根及其分泌物能夠通過膠結(jié)作用將輸入的碳源固持于團(tuán)聚體中,從而促進(jìn)POC的累積[50-51]。MOC由于受到物理、化學(xué)保護(hù)作用,較難以被微生物直接分解利用,穩(wěn)定性較好,通?？杀４鏀?shù)十年至百年,因而對土地利用變化不敏感[16]。植被恢復(fù)后ROC變化規(guī)律與POC類似。相比于POC,ROC更易被微生物分解利用,對土地利用變化更加敏感[39,52-53]。這些研究表明,西南喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)15年后主要提升土壤活性碳庫,且相比于人工恢復(fù),自然恢復(fù)模式更有利于提升土壤活性碳庫。

植被恢復(fù)后土壤碳庫的增加,尤其是活性碳庫的增加并不意味著土壤碳庫的長期固持[22]。土壤碳庫穩(wěn)定性直接關(guān)系到土壤碳固定質(zhì)量和可持續(xù)性,是土壤碳匯功能的重要體現(xiàn)。RI和SCScapacity通?？勺鳛樵u估SOC固持能力的較好指標(biāo)[3,22]。RI可有效反應(yīng)不同土地利用方式對土壤碳穩(wěn)定性的影響[54]。不同研究區(qū),植被恢復(fù)前后RI變化規(guī)律不一致,有隨植被恢復(fù)而增加[55],也有隨植被恢復(fù)而下降的[22]。造成這種差異的原因可能與植被恢復(fù)前土地利用方式、恢復(fù)年限和方式、地質(zhì)背景、氣候類型等密切相關(guān)。進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn),喀斯特人工造林和自然恢復(fù)模式下RI均顯著低于耕地,這主要因?yàn)榭λ固鼗謴?fù)生態(tài)系統(tǒng)中土壤砂粒是有機(jī)碳的主要賦存形式(表1),且喀斯特植被恢復(fù)后僅活性碳庫顯著增加而惰性碳庫保持不變有關(guān)[56]。此外,不穩(wěn)定的碳組分總是在短期內(nèi)恢復(fù),但對于穩(wěn)定的碳組分,恢復(fù)需要幾十年的恢復(fù)時(shí)間[50]。而且,植物根系可能會從活性的有機(jī)碳組分中吸收更多的營養(yǎng)物質(zhì)以快速生長[57]。這也進(jìn)一步說明喀斯特植被恢復(fù)后,短期內(nèi)主要影響活性碳組分。盡管植被恢復(fù)后RI顯著下降,人工造林和自然恢復(fù)下SCScapacity并未顯著降低,這主要與植被恢復(fù)后MOC基本不變而POC顯著增加有關(guān)。以上結(jié)果表明,桂西北喀斯特峰叢洼地耕地退耕后短期內(nèi)土壤碳穩(wěn)定性并未增加,當(dāng)植被恢復(fù)后土壤再次受到擾動(dòng)時(shí),其較低的土壤碳庫穩(wěn)定能力可能會導(dǎo)致大量活性碳庫的丟失,強(qiáng)調(diào)植被恢復(fù)后避免再次毀林開荒對于維持土壤碳固持的必要性。

綜上,桂西北喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)15年后土壤活性碳組分顯著增加,RI顯著下降,SCScapacity基本保持不變。土壤活性碳組分的增加表明在退化區(qū)域?qū)嵤┲脖换謴?fù)能有效提升SOC含量,從而在一定程度上提升生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能以及減緩全球氣候變暖。同時(shí),研究發(fā)現(xiàn)桂西北喀斯特地區(qū)短期內(nèi)自然恢復(fù)比人工造林更有利于提升土壤活性碳庫。然而,值得注意的是,無論是人工造林還是自然恢復(fù),土壤穩(wěn)定性碳組分和SOC相對固持能力在短期內(nèi)并未提升,因此其碳庫是相對不穩(wěn)定的。當(dāng)然,本研究中植被恢復(fù)年限較短(15年),未來研究需要更長的時(shí)間尺度評估喀斯特植被恢復(fù)后土壤碳庫穩(wěn)定性特征和固持能力。

4 結(jié)論

桂西北喀斯特峰叢洼地脆弱生態(tài)系統(tǒng)耕地退耕15年后,人工造林和植被自然恢復(fù)均顯著提升了SOC、POC和ROC含量,但MOC含量并未顯著提升；同時(shí),自然恢復(fù)模式下POC和ROC含量顯著高于人工造林。研究結(jié)果表明喀斯特植被恢復(fù)有利于促進(jìn)土壤活性碳庫累積,且植被自然恢復(fù)優(yōu)于人工造林。另一方面,由于植被恢復(fù)后土壤RI下降,導(dǎo)致SOC相對固持能力并未提升。這些結(jié)果表明,短期內(nèi)喀斯特植被恢復(fù)主要伴隨土壤活性碳庫的累積,土壤碳庫相對“不穩(wěn)定”,易受人類擾動(dòng)影響。因此,喀斯特退化區(qū)域植被恢復(fù)后避免再次毀林開荒尤顯重要。