土壤活性有機碳及碳庫管理指數對石漠化治理措施的響應

李金垚，潘 雯，王 佳，薛 亮，張顯松，李 生*

(1. 中國林業(yè)科學研究院亞熱帶林業(yè)研究所，浙江 杭州 311400；2. 南京林業(yè)大學，江蘇 南京 210037；3. 貴州普定石漠生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，貴州 普定 562100；4. 貴州省普定縣林業(yè)局，貴州 普定 562100)

土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)最大的碳儲存庫，其儲量是大氣碳儲量的2倍、植被碳儲量的3倍，土壤碳庫的微小變化可引起大氣CO2濃度的顯著改變[1-2]。土壤碳庫是構成土壤肥力的基礎，也是驅動土壤養(yǎng)分循環(huán)和能量流動的物質基礎[3]。土壤有機碳作為土壤碳庫的主要組成部分，占土壤總碳量的50%以上，是評價土壤質量和土地生產力的重要指標[4-5]。但土壤有機碳總量變化緩慢，具有一定的滯后性，短期內難以反映土壤性質的變化，而以微生物生物量碳、易氧化碳和可溶性碳為主要表征指標的活性有機碳庫組分能對土壤管理措施、氣候等變化快速作出響應[2]?；钚杂袡C碳能直接參與土壤生物化學轉化過程，在表征土壤質量方面有著重要意義[6]。土壤碳庫管理指數（CPMI）是碳庫不穩(wěn)定性指數與碳庫指數的乘積，綜合評價總有機碳和活性有機碳在土壤中的分布情況[7]，更全面地反映外界因素對土壤有機碳的影響[8]，可作為衡量土壤碳庫動態(tài)變化的指標。

喀斯特生態(tài)環(huán)境問題逐漸成為國際生態(tài)環(huán)境研究的熱點之一[9]。我國喀斯特地區(qū)主要分布在以貴州為中心的西南八省，面積約54萬km2，是世界三大喀斯特集中分布區(qū)之一[10]。喀斯特生態(tài)系統(tǒng)極為脆弱，其獨特的雙層地質結構，導致土壤嚴重侵蝕、退化，地表基巖大面積裸露，形成石漠化[11]。20世紀90年代以來，我國先后啟動實施一系列重大生態(tài)工程開展石漠化治理[12]。近年來，喀斯特生態(tài)保護與修復已初見成效，石漠化土地面積持續(xù)減少[13]，然而，受自然環(huán)境和人為因素等影響，石漠化治理面臨治理技術和模式缺乏針對性、水資源利用率低、生態(tài)恢復可持續(xù)性差等問題[14]。對自然坡地進行改造，是有效保持水土，減少土壤侵蝕、提高土壤肥力的重要途徑。土壤活性有機碳庫和碳庫管理指數的分布對土壤質量的維持以及生態(tài)環(huán)境的變化起到重要作用。目前，對喀斯特地區(qū)有關土壤活性有機碳庫的研究主要集中于植被恢復[15-16]、施用有機肥[17-18]和土地利用[19]等方面，針對喀斯特自然坡地改造中土壤活性有機碳變化規(guī)律的研究相對較少。因此，本文選取3種石漠化治理措施，分析了不同治理措施下土壤活性有機碳和儲量的分布及碳庫管理指數的響應，為喀斯特地區(qū)活性有機碳庫估算、土地合理利用等提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州省安順市普定縣城關鎮(zhèn)，總面積約55 km2。研究區(qū)成土母巖主要為白云巖，土壤類型為黃色石灰土，海拔1200～1350 m，地面坡度15°～35°，屬亞熱帶季風性濕潤氣候，年平均氣溫15.1 ℃，年平均降水量1387.2 mm，每年5—10月為主要降雨季節(jié)，無霜期平均301 d。研究區(qū)內坡耕地于2002年完成全部退耕還林，坡面植被以桃樹（Amygdalus persicaL.）為主，地表草本分布基本相似，主要為茅草（Imperata cylindrica(L.) Beauv.）、小蓬草（Erigeron canadensis(L.)Cronq.）、鬼針草（Bidens pilosaL.）、狗尾草（Setaria viridis(L.) Beauv.）等。

研究區(qū)內坡面進行石漠化治理，修建了魚鱗坑、梯田、梯田嵌套魚鱗坑等措施。梯田措施主要分布于山坡中上部，海拔1260～1280 m，地面坡度為27°～32°，梯田水平田面寬4～6 m，田坎高70～110 cm。梯田嵌套魚鱗坑措施主要分布于坡上部，海拔1290～1340 m，地面坡度為21°～26°，外部梯田水平田面寬4～6 m，田坎高70～110 cm，內部魚鱗坑直徑250～280 cm，高約30～35 cm。魚鱗坑措施主要分布于山坡中上部，海拔1250～1300 m，地面坡度為24°～31°，魚鱗坑高約30～50 cm，直徑約280～340 cm。自然坡地分布于山坡中上部，海拔1230～1260 m，地面坡度為30°～34°。

1.2 研究方法

在對研究區(qū)進行全面踏查的基礎上，選取3種具有區(qū)域代表性的石漠化治理措施梯田嵌套魚鱗坑（26°18′40″ N, 105°48′01″ E）、魚鱗坑（26°18′41″ N,105°47′27″ E）、梯田（26°18′34″ N, 105° 48′ 8″ E）作為研究對象，以無任何處理的自然坡地（26°17′43″ N,105°47′50″ E）為對照。樣地選擇研究區(qū)內發(fā)育類型基本相同，海拔、坡位、坡向等因素相近的區(qū)域，并于2021年3月進行土壤樣品采集。

在不同石漠化措施和對照處理區(qū)各設置 3個20 m × 20 m的樣地，樣地間水平距離大于20 m，共12個樣地。在每個樣地內按“S”形選取5個樣點采集土壤樣品，每個樣點取0～10、10～20 cm層次土壤，共計120個土壤采樣點。將同一樣地同一土層的土壤樣品混合成一個土樣，低溫保存測定土壤活性碳組分。利用環(huán)刀測定土壤密度，取樣前稱量每個環(huán)刀的質量，記為M0，環(huán)刀體積記為V，按0～10、10～20 cm土層，自上而下垂直打入環(huán)刀，待環(huán)刀全部沒入土壤后挖出，削去多余的土壤，將環(huán)刀帶回實驗室稱質量，記為M1，打開頂蓋，將環(huán)刀放入105 ℃烘箱中烘干12 h至恒質量，稱質量記為M2。各樣地取樣方法、時間和處理保持一致。

1.3 樣品處理和分析

土壤各理化指標測定均采用常規(guī)方法，可溶性碳含量（DOC）采用李忠佩等[20]方法測定。易氧化碳含量（EOC）采用KMO4氧化法測定[21]；微生物量碳含量（MBC）采用氯仿熏蒸提取法測定[22]。

1.4 數據處理

根據各層土壤活性有機碳組分含量（EOC、DOC、MBC）及土壤密度計算對應的活性有機碳儲量：易氧化碳儲量（EOCS）、可溶性碳儲量（DOCS）、微生物量碳儲量（MBCS）。計算公式如下：

式中：Ypool為土壤活性有機碳儲量（EOCS、DOCS、MBCS）；X為土壤中活性碳組分含量（EOC、DOC、MBC）；BD表示土壤密度；D表示土層深度。

碳庫管理指數（CPMI）以自然坡地土壤碳庫不穩(wěn)定性（L0）和有機碳含量作為參考土壤碳庫不穩(wěn)定性和有機碳含量，計算石漠化治理措施下碳庫不穩(wěn)定性指數和碳庫指數，計算公式如下[21]：

碳庫不穩(wěn)定性（L）：

式中：SOC為土壤有機碳含量，EOC為土壤易氧化碳含量。

碳庫不穩(wěn)定性指數（LI）=樣品土壤碳庫不穩(wěn)定性（L）/ 參考土壤碳庫不穩(wěn)定性（L0）。

碳庫指數（CPI）=樣品土壤有機碳含量/參考土壤有機碳含量。

碳庫管理指數（CPMI）=碳庫指數（CPI）×碳庫不穩(wěn)定性指數（LI） ×100%。

利用SPSS 22.0軟件進行數據統(tǒng)計分析，對不同石漠化治理措施土壤活性有機碳、活性有機碳儲量、活性有機碳占比、碳庫管理指數進行Oneway ANOVA方差分析，并用 Duncan多重比較進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 不同石漠化治理措施下土壤活性有機碳組成

土壤易氧化碳含量、可溶性碳含量、微生物量碳含量在3種石漠化治理措施下表現出不同的分布差異（圖1）。0～20 cm層魚鱗坑土壤易氧化碳平均含量顯著高于其它治理措施，較對照顯著提高113.69%；梯田嵌套魚鱗坑和梯田措施土壤易氧化碳平均含量較對照分別下降13.50%、40.14%。魚鱗坑、梯田嵌套魚鱗坑和梯田措施下不同土層間土壤易氧化碳含量隨土層深度增加而下降。魚鱗坑土壤可溶性碳含量顯著高于其它措施，其中，0～20 cm層可溶性碳平均含量較對照提高85.78%；梯田嵌套魚鱗坑土壤可溶性碳平均含量較對照提高15.68%；梯田措施土壤可溶性碳平均含量較對照下降75.02%。魚鱗坑、梯田嵌套魚鱗坑和梯田措施下不同土層間土壤可溶性碳含量隨土層深度增加而增加。0～20 cm層魚鱗坑土壤微生物量碳平均含量較對照提高29.78%；梯田嵌套魚鱗坑土壤微生物量碳平均含量較對照降低12.56%，梯田措施土壤微生物量碳平均含量則較對照下降82.63%。石漠化治理措施土壤微生物量碳含量均隨土層深度增加而下降，差異均不顯著。

圖1 不同石漠化治理措施下土壤活性有機碳含量Fig. 1 Changes of soil active organic carbon under different rocky desertification control measures

2.2 不同石漠化治理措施下土壤活性有機碳儲量

土壤活性有機碳儲量在3種石漠化治理措施下表現出不同的分布差異（圖2）。土壤活性有機碳儲量最大值均出現在魚鱗坑措施，其中，土壤易氧化碳儲量在0～10 cm和10～20 cm均顯著高于其他措施，土壤可溶性碳儲量僅在10～20 cm顯著高于其它措施，而土壤微生物量碳儲量在0～10 cm和10～20 cm與其他措施差異不顯著；土壤活性有機碳儲量最小值均出現在梯田措施，其中，梯田措施的土壤易氧化碳儲量和微生物量碳儲量在0～10 cm和10～20 cm均顯著低于魚鱗坑措施而與梯田嵌套魚鱗坑措施差異不顯著，土壤可溶性碳儲量在0～10 cm和10～20 cm均顯著低于其它措施。0～20 cm層魚鱗坑土壤易氧化碳平均儲量較對照顯著提高104.90%，梯田嵌套魚鱗坑和梯田措施平均儲量較對照分別下降8.41%、32.56%；0～20 cm層魚鱗坑土壤可溶性碳平均儲量較對照顯著提高79.17%，梯田嵌套魚鱗坑較對照提高18.29%，梯田較對照顯著下降65.85%；0～20 cm層魚鱗坑土壤微生物量碳平均儲量較對照提高20.01%，梯田和梯田嵌套魚鱗坑較對照則分別下降77.69%、8.10%。

圖2 不同石漠化治理措施下土壤活性有機碳儲量Fig. 2 Changes of soil active organic carbon storage under different rocky desertification control measures

2.3 不同石漠化治理措施下土壤活性有機碳占有機碳比例

3種石漠化治理措施在0～20 cm土層土壤平均易氧化碳占比為16.90%～66.60%（圖3），梯田土壤中易氧化碳占比顯著高于其它2種措施。0～10 cm土層土壤易氧化碳占比在治理措施和對照間無顯著差異。10～20 cm土層梯田土壤易氧化碳占比顯著高于對照，梯田嵌套魚鱗坑土壤易氧化碳占比較對照顯著下降。3種石漠化治理措施在0～20 cm層土壤平均可溶性碳占比為0.40%～0.90%，最大值出現在梯田措施，最小值出現在梯田嵌套魚鱗坑。0～10 cm土層土壤可溶性碳占比在治理措施和對照間無顯著差異。10～20 cm土層梯田土壤可溶性碳占比顯著高于對照，梯田嵌套魚鱗坑和魚鱗坑措施土壤可溶性碳占比與對照差異不顯著。3種石漠化治理措施在0～20 cm層土壤平均微生物量碳占比為1.80%～5.20%，最大值出現在梯田措施，最小值出現在魚鱗坑措施。0～10 cm層土壤微生物量碳占比在治理措施和對照間無顯著差異，10～20 cm土層梯田土壤微生物量碳占比顯著高于對照，梯田嵌套魚鱗坑和魚鱗坑土壤微生物量碳占比顯著低于對照。

圖3 不同石漠化治理措施下土壤活性有機碳占有機碳比例Fig. 3 The ratio of soil labile organic carbon to total organic carbon under rocky desertification control measures

2.4 不同石漠化治理措施下活性碳庫特征

3種石漠化治理措施下，土壤碳庫不穩(wěn)定性指數為0.23～3.92，以自然坡地為參考，梯田措施碳庫不穩(wěn)定性指數高于1.00，魚鱗坑和梯田嵌套魚鱗坑措施碳庫不穩(wěn)定性指數則小于1.00。碳庫不穩(wěn)定性指數在3種治理措施中均表現出隨土壤深度增加而下降的趨勢（表1）。碳庫指數表現為魚鱗坑>梯田嵌套魚鱗坑>梯田，在不同治理措施間差異顯著，其中，魚鱗坑和梯田嵌套魚鱗坑措施碳庫指數大于1.00，梯田措施碳庫指數小于1.00，且均隨土壤深度增加呈下降趨勢。土壤碳庫管理指數在不同石漠化治理措施中表現為：魚鱗坑最大，梯田次之，梯田嵌套魚鱗坑最小，其中，0～10 cm土層3種治理措施土壤碳庫管理指數均大于100.00%，10～20 cm土層僅魚鱗坑措施土壤碳庫管理指數大于100.00%。垂直分布上，土壤碳庫管理指數在不同土層間隨土壤深度增加而顯著下降。

表1 不同石漠化治理措施下碳庫管理指數變化Table 1 The changes of carbon management index in different rocky desertification control measures

3 討論

3.1 石漠化治理措施對土壤活性有機碳庫的影響

土壤活性有機碳主要來源于地表枯枝落葉層、微生物、植物根系及其分泌物[23]，在土壤中穩(wěn)定性差、周轉速率快、易礦化分解[24]，通過影響微生物對生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)起到重要作用[25]?？扇苄蕴际峭寥牢⑸锟芍苯永玫挠袡C碳源[26]，具有一定的溶解性，在土壤中移動較快，易分解礦化，極易流失，是土壤有機碳損失的重要途徑之一[27]。本研究中，魚鱗坑措施土壤可溶性碳含量及碳儲量均顯著高于梯田嵌套魚鱗坑和梯田措施，因為受土壤侵蝕和降雨沖刷影響，土壤中可溶性碳隨徑流向深層土壤移動，導致原土壤可溶性碳含量下降[28-29]。在坡面修建小型集水區(qū)可有效控制土壤侵蝕，減少可溶性碳損失[30]，魚鱗坑措施因其半月形的設計更利于保護土壤，免受侵蝕[31]。而梯田的修建進一步擴大了巖石裂縫，加快了土壤中水的入滲速率，導致梯田和梯田嵌套魚鱗坑措施土壤可溶性碳含量顯著低于魚鱗坑。

易氧化碳是有機碳中周轉速率最快的組分[32]，能快速響應土壤碳供應變化，是評價土壤質量的重要指標[33-34]。研究發(fā)現，魚鱗坑土壤易氧化碳含量和易氧化碳儲量較對照均顯著提高，而梯田嵌套魚鱗坑和梯田土壤易氧化碳儲量較對照則分別下降8.41%、32.56%。魚鱗坑措施可從坡上接收更多的肥沃表土和徑流沖刷帶來的植物殘體，輸入性碳源增加，加快了土壤中易氧化碳的積累[31]。土壤易氧化碳含量的差異反映了不同石漠化治理措施間有機碳的氧化穩(wěn)定性不同[35]。土壤易氧化碳占有機碳的比值可以衡量有機碳的在土壤中的轉化率，比例越大表明土壤養(yǎng)分循環(huán)速度越快，有機碳穩(wěn)定性越差，越不利于土壤碳的固定。本研究中，石漠化治理措施土壤易氧化碳占比在16.90%～66.60%之間，與閆麗娟等研究結果相似[2]。梯田措施土壤易氧化碳占比顯著高于其它治理措施，表明梯田土壤有機碳易分解礦化，穩(wěn)定性差；梯田嵌套魚鱗坑易氧化碳占比最低，表明有機碳活性最低，利于有機碳積累。

土壤微生物量碳被認為是土壤養(yǎng)分的儲存庫[2]，雖然只占土壤有機碳的小部分，但其高度的敏感性和活性在土壤養(yǎng)分循環(huán)和有機碳分解方面起著重要作用[36]。本研究中，魚鱗坑土壤密度降低，土壤環(huán)境相對改善，促進了微生物大量繁殖，因此，其土壤微生物量碳含量顯著高于其它治理措施。土壤微生物量碳在有機碳中的占比可反映土壤活性有機碳庫的周轉速率[37]。土壤微生物量碳占有機碳比例為1.80%～5.20%，與肖燁等研究結果一致[23]，魚鱗坑土壤微生物量碳占比最低，隨著治理年限的增加，魚鱗坑土壤中惰性碳含量不斷積累，使得土壤微生物量碳的增加速率遠小于土壤有機碳的累積速率；而梯田措施土壤微生物量碳含量雖然低于其它治理措施，但其土壤微生物量碳占比最高，表明梯田土壤總有機碳積累緩慢，土壤活性有機碳占比大。梯田措施在修建過程中，土壤大面積擾動，造成了原始土壤碳損耗嚴重，土壤活性有機碳儲量迅速下降。從固碳方面考慮，不宜在喀斯特地區(qū)大規(guī)模修建梯田。

3.2 石漠化治理措施對土壤碳庫特征的影響

土壤碳庫管理指數（CPMI）由Blair等于1995年根據土壤活性有機碳和非活性有機碳的關系提出，用來指示土壤有機碳庫的綜合變化情況[38]。碳庫管理指數在一定程度上反映土壤質量變化和更新程度[39]，其值越大，表示有機碳越易于被微生物分解和被植物吸收利用，碳庫質量也就越高[40]。本研究中，梯田土壤碳庫不穩(wěn)定性指數大于1，較自然坡地有所提升，表明梯田土壤有機碳活躍度高，有利于植被生長。不同治理措施間土壤碳庫指數差異顯著，魚鱗坑和梯田嵌套魚鱗坑措施碳庫指數顯著高于梯田措施，且均大于1，因此，較自然坡地魚鱗坑和梯田嵌套魚鱗坑措施土壤更能促進有機碳的積累，3種治理措施均從不同方面提高了土壤有機碳質量。碳庫管理指數從有機碳庫角度反映了治理措施提升土壤質量的能力[41]，0～10 cm土層3種石漠化治理措施土壤碳庫管理指數均大于100.00%，說明與自然坡地相比，石漠化治理措施提高了喀斯特地區(qū)表層土壤質量[42]，與滕秋梅等[19]在桂北地區(qū)研究結果一致。戴全厚等也發(fā)現，喀斯特坡耕地改造梯田后土壤碳庫管理指數顯著增加，土壤質量得到改善[39]。魚鱗坑措施10～20 cm土層土壤碳庫管理指數大于100.00%，可見魚鱗坑對深層土壤質量的提高也有積極作用。綜合來看，魚鱗坑和梯田措施碳庫管理指數大于梯田嵌套魚鱗坑雖然梯田嵌套魚鱗坑措施土壤活性有機碳含量高于梯田土壤，但其活性有機碳占比顯著小于梯田措施，非活性有機碳的增加量遠大于活性有機碳，導致其土壤質量反而低于梯田。

4 結論

3種石漠化治理措施下，土壤活性有機碳含量和儲量差異顯著。喀斯特地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)脆弱，梯田措施受擾動影響，土壤活性有機碳含量和儲量較自然坡地顯著下降。魚鱗坑措施土壤活性有機碳含量和儲量顯著高于其它治理措施，且較自然坡地土壤活性有機碳分布情況得到有效改善。土壤垂直剖面上，不同治理措施土壤活性有機碳含量隨土層的變化趨勢相同，易氧化碳和微生物量碳含量均表現為隨土壤深度的增加而下降，可溶性碳含量則隨土壤深度的增加而增加。魚鱗坑治理措施碳庫管理指數顯著高于梯田嵌套魚鱗坑和梯田措施，更利于土壤有機碳的積累，提升土壤質量。因此，魚鱗坑措施可作為喀斯特地區(qū)石漠化生態(tài)恢復優(yōu)先考慮的治理措施。