自然恢復和人工促進恢復對侵蝕退化生態(tài)系統(tǒng)碳貯量的影響比較

胥 超，謝錦升，曾宏達，付林池，陳 坦，楊玉盛

(1．福建師范大學地理科學學院，福州350007;2．福建省濕潤亞熱帶山地生態(tài)重點實驗室省部共建國家重點實驗室培育基地，福州350007)

0 引言

森林生態(tài)系統(tǒng)是陸地生態(tài)系統(tǒng)最重要的碳庫［1］，造林也被《京都議定書》認定為是一種增加碳匯的方式［2］。隨著中國六大林業(yè)工程的逐步開展，到2010年規(guī)劃完成時，林業(yè)工程每年新增的固碳潛力已達115.46 Tg·a－1［3］。單純依靠造林來增加碳匯雖成效顯著，但隨著宜林地的逐漸減少，森林碳匯的增加漸趨飽和，因而需要一個新的突破口。Lal［4］的研究認為人工促進恢復能重新固定已損失碳的60% ～75%，全球退化土壤的碳吸存潛力為0.3～0.8 Pg·a－1。亞熱帶退化森林生態(tài)系統(tǒng)是中國最重要的退化生態(tài)系統(tǒng)之一［5］，因其植被和土壤皆極度退化，且該區(qū)雨熱充沛、生產(chǎn)力高［6］，因而人工促進恢復之后系統(tǒng)碳吸存潛力巨大［7］。因此，該區(qū)退化生態(tài)系統(tǒng)大面積修復之后將是森林碳匯的一個新的增長點［8］，日益引起研究者的高度關注。

目前，模型法［9］和時空互換法［8］是研究退化地恢復前后碳貯量動態(tài)變化的2種主要手段。但是由于連續(xù)實測數(shù)據(jù)的缺乏，加大了模型的參數(shù)化和初始化的難度［10］，而且模型的使用也受到區(qū)域限制［9］。時空互換法需要所有的實驗樣地具有相似的本底條件，否則碳儲量變化存在很大的不確定性。嚴重退化地自然恢復的影響研究也較少，致使對依靠自然力修復退化地的理解也不夠全面。因此，本研究以亞熱帶嚴重侵蝕退化地為研究對象，通過連續(xù)調(diào)查恢復前及經(jīng)過自然恢復和人工促進恢復后生態(tài)系統(tǒng)碳貯量，評價退化地恢復后系統(tǒng)碳貯量變化，為制定合理的恢復措施提供依據(jù)。

1 樣地概況

研究區(qū)位于福建省長汀縣河田鎮(zhèn)，地理坐標為25°33'～25°48'N，116°18'～116°31'E。多年平均降雨量1 737 mm，多年平均氣溫17.5～18.8℃，平均無霜期260 d，平均日照時數(shù)1 925 h，≥10℃年積溫為4 100℃～4 650℃。河田鎮(zhèn)屬河谷盆地，低山高丘環(huán)抱四周，土壤為燕山運動早期形成的中粗?；◢弾r發(fā)育的紅壤，抗蝕能力低。該區(qū)降雨充足且集中，隨著地帶性植被 (常綠闊葉林)逐漸被破壞，常年大面積的水力侵蝕使該區(qū)成為全國最嚴重的水土流失區(qū)域之一?，F(xiàn)存植被以馬尾松 (Pinus massoniana)次生林和人工林為主。

實驗地位于長汀縣河田鎮(zhèn)露湖村，進行恢復之前地表植被以馬尾松小老頭樹和少量芒萁 (Dicranopteris dichotoma)及野古草 (Arundinella anomala Steud)為主，無植被地方近于光板地，由于土壤侵蝕嚴重，立地條件差，部分馬尾松根系裸露。馬尾松小老頭樹平均樹高為0.80 m，平均地徑3.01 cm。于2002年采取人工促進恢復措施對退化地進行治理，并保留部分面積不進行治理作為對照，任其自然恢復。具體情況如下:

I 人工促進恢復:于2002年對露湖村嚴重侵蝕退化地進行治理，劃出1塊2.00 hm－2的區(qū)域，對其進行穴裝整地，以每公頃2 490穴的標準，在相鄰馬尾松之間挖50 cm×40 cm×30 cm(穴面寬×深×底寬)的種植明穴，每穴施有機復合肥0.25 kg(與挖穴土充分攪拌均勻后回填穴內(nèi))，每穴定植灌木。對于植被覆蓋小于30%的坡面，每公頃用寬葉雀稗 (Paspalumwettsteinii Hackel)草籽7.50 kg、有機復合肥299.85 kg、山地表土599.70 kg充分攪拌后施于種植穴面上。治理后，進行封禁，避免人為破壞。2011年調(diào)查時，平均胸徑為7.75 cm(大于4 cm納入統(tǒng)計，下同)，平均樹高為5.66 m，林分密度為1 050株/hm－2，林下植被蓋度為0.76。

Ⅱ 自然恢復:同期，在同一侵蝕退化地內(nèi)保留1塊面積為0.46 hm－2的區(qū)域，該區(qū)域的小老頭樹密度、侵蝕程度、土壤理化性質(zhì)等與進行人工促進恢復的林地類似。對其進行封禁，避免人為干擾，任其自然恢復。2011年進行調(diào)查時平均胸徑5.92 cm，平均樹高4.53 m，林分密度為438株/hm－2，林下植被蓋度為0.75。

2 研究方法

于2000年在尚未治理的侵蝕退化地上隨機選擇具有代表性區(qū)域建立3個20 m×20 m的標準地。對每個標準地進行每木檢尺，在每個標準地內(nèi)建立3個1 m×1 m的小樣方，用樣方收獲法調(diào)查林下植被和枯枝落葉生物量，用環(huán)刀法按0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm的層次對土壤進行剖面調(diào)查。以此調(diào)查的數(shù)據(jù)作為恢復之前的對照值。于2011年7月在人工促進恢復和自然恢復的林地選擇能夠基本代表各自恢復情況的區(qū)域，各自建立3個20 m×20 m的標準。由于樣地內(nèi) (尤其是自然恢復)馬尾松小老頭樹較多，生物量調(diào)查時，在每個標準地內(nèi)對每株高度大于1.3 m且能測出胸徑的馬尾松進行每木檢尺，但林分密度僅以胸徑大于4 cm的林木統(tǒng)計。采用小樣方 (3個1 m×1 m)收獲法調(diào)查林下植被和枯枝落葉生物量，并在每個標準地的上、中、下部選擇有代表性地段用環(huán)刀法按0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm的層次對土壤進行剖面調(diào)查。用重鉻酸鉀外加熱法測定土壤有機碳含量，植株各器官碳含量參照項目組先前在同一地區(qū)的測定結果［11］，馬尾松 (包括小老頭樹)生物量計算亦采用項目組先前研究的異速生長方程［12］(該方程對馬尾松小老頭樹仍適用)。

采用如下公式計算土壤碳儲量:SOCP=ρ× (1－f) ×c×d×10。

式中:SOCP—每一土層土壤碳庫儲量 (t·hm－2);ρ—土壤容重 (g/cm3);f—每一土層＞2 mm石礫含量 (%);c—每一土層深度有機碳含量 (g/kg);d—每一土層厚度 (m)。采用如下公式［7］分別計算碳吸存量和吸存速率:碳吸存量=恢復后碳貯量－恢復前碳貯量;碳吸存速率=(恢復后碳貯量－恢復前碳貯量)/恢復年限。

利用SPSS17.0進行統(tǒng)計分析，用單因素方差分析 (ANOVA)檢驗生態(tài)系統(tǒng)碳儲量之間的差異，用獨立樣本t檢驗分析兩種治理模式碳吸存量和吸存速率之間的差異。利用Origin Lab 8.0進行圖形繪制。

3 結果

3.1 生態(tài)系統(tǒng)碳貯量和吸存量

3.1.1 生態(tài)系統(tǒng)碳貯量及其分配

侵蝕退化生態(tài)系統(tǒng)恢復前總碳貯量為6.60 t·hm－2，其中7.13%和92.72%分配在植被 (包括喬木層和林下植被，下同)和土壤中?；謴椭筇假A量極顯著 (P＜0.01)提高，碳貯量分配方式也發(fā)生變化，提高幅度和分配方式因不同的恢復模式表現(xiàn)出差異。自然恢復后生態(tài)系統(tǒng)碳貯量(18.35 t·hm－2)是恢復前的2.78倍，植被和土壤碳庫占生態(tài)系統(tǒng)碳庫比例的差距減小，分別為36.62%和61.85%;而人工促進恢復使生態(tài)系統(tǒng)碳貯量 (32.11 t·hm－2)提高到恢復前的4.87倍，碳貯量在植被與土壤之間的分配也漸趨持平 (分別為45.19%和52.94%)。

表1 不同生態(tài)系統(tǒng)各分室碳庫/(t·hm－2)Table1 Carbon pool of different ecosystems and their components

退化系統(tǒng)恢復后，植被層碳貯量由恢復前的0.47 t·hm－2增加到自然恢復的6.72 t·hm－2和人工促進恢復的14.51 t·hm－2，自然恢復和人工促進恢復分別是恢復前的14.29和30.87倍。其中喬木層作為植被層最重要的部分，其碳庫大小及其在不同器官的分配比例都在恢復后發(fā)生巨大變化?；謴椭皢棠緦犹假A量僅0.25 t·hm－2，其中40.79%分配在葉上，22.37%分配在樹干中，而分配到地下樹根碳僅占9.21%，地上地下嚴重失調(diào)。自然恢復后，喬木層碳貯量 (4.60 t·hm－2)恢復到原來的18.40倍，而且不同功能器官碳貯量相對比重產(chǎn)生很大變化，其中樹根最大，樹葉最少，具體表現(xiàn)為根 (29.06%)＞干 (23.62%)＞皮 (17.17%)＞枝 (15.07%)和葉(15.07%)。而人工促進恢復后喬木層碳貯量 (11.83 t·hm－2)是自然恢復的2.57倍、恢復前的47.32倍，增加的碳的分配方式也截然不同于恢復前和自然恢復的，具體表現(xiàn)為干 (48.18%)＞根(18.03%)＞枝 (15.22%)＞葉 (9.69%)＞皮 (8.88%)。

退化系統(tǒng)土壤 (0～60 cm)碳庫為6.12 t·hm－2，碳庫垂直分布不明顯 (表1)，0～20 cm土壤碳庫僅為20～40 cm的1.11倍，20～40cm土壤碳庫是40～60 cm的1.09倍?；謴椭笸寥捞假A量及其垂直分布都被極大改變。自然恢復后土壤碳庫增加到11.35 t·hm－2，是恢復前的1.85倍。各土層之間的差異也開始顯現(xiàn)，0～20 cm土壤碳庫為20～40 cm的1.89倍，20～40 cm土壤碳庫是40～60 cm的1.19倍，表層碳庫增加較快。而人工促進恢復之后的土壤碳貯量 (17.00 t·hm－2)極顯著 (P＜0.01)增加至恢復前的2.78倍，僅表層 (0～20 cm)土壤就達9.81 t·hm－2，是底層土壤的2.80倍，是恢復前土壤碳庫的1.60倍。底層土壤碳庫亦達3.50 t·hm－2，是恢復前底層的1.88倍、表層的1.56倍。土壤碳庫總體大幅增加的同時又出現(xiàn)明顯的表聚現(xiàn)象。

3.1.2 生態(tài)系統(tǒng)碳吸存量

侵蝕退化生態(tài)系統(tǒng)恢復后，自然恢復的碳吸存量 (11.75 t·hm－2)極顯著 (P＜0.01)低于人工促進恢復 (25.51 t·hm－2)的 (圖1)。自然恢復后植被和土壤的碳吸存量為6.25 t·hm－2和5.24 t·hm－2，而人工促進恢復后該值分別達14.04 t·hm－2和10.89 t·hm－2。

3.2 生態(tài)系統(tǒng)碳吸存速率

與自然恢復相比，人工促進恢復碳吸存速率 (2.84 t·hm－2·a－1)較快，是自然恢復 (1.31 t·hm－2·a－1)的2.17倍 (圖2)，人工促進恢復后植被和土壤的碳吸存速率亦分別為自然恢復的2.26倍和2.09倍。

圖1 不同恢復模式下生態(tài)系統(tǒng)碳吸存量Figure1 The capacity of carbon sequestration in different regenerated ecosystems

圖2 不同恢復模式下生態(tài)系統(tǒng)碳吸存速率Figure2 The rate of carbon sequestration in different regenerated ecosystems

4 討論

4.1 自然恢復和人工促進恢復對生態(tài)系統(tǒng)碳貯量及其分配格局的影響

退化生態(tài)系統(tǒng)經(jīng)過9年恢復后，植被和土壤碳貯量雖然都有顯著 (P＜0.05)增加，但是恢復程度總體偏低，低于亞熱帶其他多個地區(qū)馬尾松幼林的結果［13-15］。整個生態(tài)系統(tǒng)在經(jīng)過不同模式恢復之后碳貯量仍遠低于亞熱帶地區(qū)馬尾松幼林總碳貯量［13，16］，意味著系統(tǒng)仍有巨大的恢復潛力。

退化生態(tài)系統(tǒng)恢復后，有機碳的空間分布也發(fā)生了巨大變化。恢復前生態(tài)系統(tǒng)碳庫主要集中在土壤(92.72%)，植被碳貯量只占7.13%。經(jīng)過9年自然恢復之后，植被碳貯量所占比例增加至36.62%，低于亞熱帶地區(qū)健康成熟林 (僅統(tǒng)計60 cm土壤碳庫貯量，下同)［17-18］，但高于亞熱帶地區(qū)馬尾松幼林［13，16］。這是由于退化地土壤碳貯量過低，而健康生態(tài)系統(tǒng)的土壤則較高，導致退化生態(tài)系統(tǒng)整體碳庫水平遠低于健康幼林生態(tài)系統(tǒng)，因而植被層碳庫與整個生態(tài)系統(tǒng)碳庫比值較高。表明退化生態(tài)系統(tǒng)自然恢復初期，土壤未與植被同步恢復，恢復速率顯然落后于植被。退化系統(tǒng)在經(jīng)過人工促進恢復之后，植被和土壤碳庫所占比例分別為45.19%和52.94%，此分配比例類似于韓立立等［12］調(diào)查的同區(qū)域內(nèi)的退化生態(tài)系統(tǒng)治理11年后的結果，也接近于Jiang等［19］研究的14年生健康馬尾松林水平，表明系統(tǒng)碳庫在植被和土壤之間的分配已漸趨合理［12］。

從具體的碳分室的分配來看，喬木層碳庫在恢復前、自然恢復、人工促進恢復3個系統(tǒng)分配最多的器官分別對應是葉、根、干。而大量不同發(fā)育階段馬尾松林碳貯量研究都顯示，樹干是喬木層最重要的碳庫［13，15］，表明人工促進恢復后系統(tǒng)碳庫分配規(guī)律已與健康馬尾松林的類似，生態(tài)系統(tǒng)植被在結構上趨于穩(wěn)定，功能上逐漸健全。

從碳庫在不同土層的分配來看，恢復前的退化系統(tǒng)無明顯的垂直變化，由上到下各土層碳庫比例依次為36.60%，33.01%和30.39%?；謴秃笸寥乐杏袡C碳的輸入增加使碳庫整體水平高于恢復前，表層土壤碳恢復速度快于底層，碳貯量的差異在垂直剖面上越來越明顯。例如，退化土壤經(jīng)過人工促進恢復之后底層土壤僅提高了88.17%，而表層土壤卻增加了3.38倍。人工促進恢復后土壤有機碳在表層富集是大量凋落物和根系輸入的結果，表明系統(tǒng)內(nèi)部物質(zhì)循環(huán)良好。

4.2 自然恢復和人工促進恢復碳吸存量的差異成因

植被和土壤是生態(tài)系統(tǒng)碳吸存的兩大主體，因而自然恢復和人工促進恢復后植被和土壤固碳能力與機理的不同是造成二者碳吸存差異的根本。退化生態(tài)系統(tǒng)在人工促進恢復初期，植被 (灌草)迅速覆蓋地表，減少土壤中種子［20］的流失，改善土壤孔隙度和通透性，使馬尾松種子發(fā)芽破土率提高。人工促進恢復時所追施的復合肥解除了該區(qū)土壤氮、磷的長期限制［21-22］，加之馬尾松早期養(yǎng)分利用率低、歸還快［23］，為馬尾松幼苗持續(xù)、快速生長奠定了能量基礎。因此，在人工促進恢復不同階段，植被在不同的土壤保肥、供肥機制下逐漸恢復。而自然恢復的生態(tài)系統(tǒng)植被恢復的機理和程度則截然不同。鄰近的退化地經(jīng)過人工促進恢復之后植被逐漸恢復，為自然修復的樣地提供了一定的生態(tài)屏障，水土流失略顯緩和。部分動植物殘體在地表徑流的遷移下，匯入退化地的低洼地區(qū)，使其有機質(zhì)含量有所提高。芒萁作為該酸性紅壤區(qū)的優(yōu)勢草本很快便“侵入”低洼匯水區(qū)，并且以點帶面的形式緩慢向四周蔓延。地表覆蓋完成之后，水、土、肥流失被有效遏制，同時芒萁的地上和地下部分枯死物的輸入提高了一定的土壤有機質(zhì)含量，有利于馬尾松種子萌發(fā)幼苗。但是大量幼苗形成之后，因無人工施肥的補充，生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部良性的能量循環(huán)尚未形成，現(xiàn)有的土壤肥力無法滿足大量幼苗的日益生長需要。形成了大量馬尾松小老頭樹，導致林分密度 (以胸徑大于4 cm林木計)過低、喬木層碳貯量過小。因此，土壤肥力長期維持機制的缺乏導致幼苗生長嚴重后勁不足，是自然恢復的馬尾松林難以長期大量吸存有機碳的主要原因。

土壤碳吸存量是土壤碳輸入和輸出動態(tài)平衡的結果［24］。表層土壤有機碳輸入主要來源于地上凋落物和分布于表層的細根［25］。人工促進恢復后凋落物碳貯量 (0.60 t·hm－2)是自然修復 (0.28 t·hm－2)的2.14倍，土壤表層 (0～20 cm)細根生物量人工促進恢復 (327.81 g·m－2)是自然恢復(162.79 g·m－2)的2.01倍 (未發(fā)表數(shù)據(jù))。因而人工促進恢復后表層土壤碳輸入量約為自然恢復的2倍。深層土壤有機碳則主要來源于根系脫落物及可溶性有機碳等［26］。其中底層土壤中的根系脫落物絕大部分來自馬尾松的深根，人工促進恢復后馬尾松根系總碳貯量是2.13 t·hm－2，顯著高于自然恢復的值 (1.34 t·hm－2)，因而深層土壤根系脫落物的量也顯著 (P＜0.05)高于自然恢復的。在深層土壤可溶性有機碳的輸入量方面，由于人工促進恢復的生態(tài)系統(tǒng)地表死生物量及地上活體生物量更多，通過降水淋溶進入深層土壤的可溶性有機碳濃度更高。同時人工促進恢復后發(fā)達的馬尾松根系向下延伸穿透作用更能改良土壤的孔隙度，使可溶性有機碳向深層土壤的運輸更為通暢。可見，人工促進恢復后有機碳向表層及深層土壤的輸入量都高于自然恢復。而在土壤碳的輸出方面，由于自然恢復的林地林冠郁閉度低，長期受太陽直射，因而土壤表面溫度較高，裸露地表溫度可達40度［27］，高溫加速了土壤有機碳的礦化。而人工促進恢復的林地，林內(nèi)小氣候隨林分逐漸郁閉而改善，土壤水分蒸發(fā)減少，土壤表面溫度降低，土壤水分和溫度的脅迫不易形成，有機碳難以大量礦化。

綜合來看，人工促進恢復在施肥種植林下灌草之后，土壤肥力短期內(nèi)快速提高。地上植被逐漸恢復，林分生長過程中通過凋落物和根系不斷向土壤輸入有機質(zhì)。進一步改善后的土壤又能促進植被的生長。生態(tài)系統(tǒng)在由植被和土壤構成的正向反饋環(huán)中逐漸恢復。而依靠自然力量難以較快形成植被和土壤之間能量的良性循環(huán)。因此自然恢復對退化生態(tài)系統(tǒng)碳的提高效果遠不如人工促進恢復。

4.3 自然恢復與人工促進恢復的綜合評價

大量研究已經(jīng)報導，修復措施采取之后侵蝕退化生態(tài)系統(tǒng)碳貯量能在短期內(nèi)快速提升［8，28］，本研究中退化地采用生態(tài)恢復之后，系統(tǒng)碳吸存速率達2.84 t·hm－2·a－1，碳庫年均增量占恢復前系統(tǒng)總現(xiàn)存量的43.03%。相比而言，自然恢復的恢復程度低、速率慢，其生態(tài)系統(tǒng)有機碳現(xiàn)存量和吸存量都極顯著 (P＜0.01)低于人工促進恢復。雖然從水土保持長期生態(tài)效益考慮，自然恢復更有利于生態(tài)系統(tǒng)的健康和穩(wěn)定［29-31］，但問題的關鍵在于退化的生態(tài)系統(tǒng)能否快速自我修復。實際上，由人類活動造成的生態(tài)系統(tǒng)嚴重退化在短期內(nèi)是難以逆轉(zhuǎn)的，Lovich認為自然狀態(tài)下，退化生態(tài)系統(tǒng)的植被和生物量要恢復到干擾之前的水平需要50～300年的時間，系統(tǒng)完全恢復可能需要約3 000年的時間［32］。即使是在生產(chǎn)力極高的熱帶地區(qū)，若表層土壤流失、土壤肥力下降，則植被難以重新定植［33］。雖然本研究侵蝕退化地表層土壤早已侵蝕殆盡，恢復前有機碳含量僅1.22 g/kg，低于中國風沙土碳含量 (1.57 g/kg)［34］，退化地卻也能在短期內(nèi)實現(xiàn)一定的自然恢復。這是因為周圍的侵蝕退化地人工促進恢復之后，生境逐漸改善，為退化地的自然恢復提供了生態(tài)屏障。脫離了這些因素，自然恢復短期內(nèi)可能無此效果甚至無法進行。這是因為人類活動破壞已打破生態(tài)系統(tǒng)閾值 (cross an ecological threshold)［33］，超過系統(tǒng)自我調(diào)節(jié)限度［35］?？梢?，出于退化地恢復的必要性和緊迫性考慮，人類有責任采取積極的人工促進恢復措施對破壞后的生態(tài)系統(tǒng)進行恢復，而非任其自然恢復。

5 結論

嚴重侵蝕退化生態(tài)系統(tǒng)經(jīng)過9年的恢復之后，系統(tǒng)和局部碳貯量都顯著 (P＜0.05)提高。自然恢復和人工促進恢復2種模式下生態(tài)系統(tǒng)總碳庫分別是恢復前的4.87倍和2.78倍，植被碳庫是恢復前的14.29倍和30.87倍，土壤碳庫是恢復前的1.85倍和2.78倍。

同一生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)，植被的恢復速率顯然快于土壤，自然恢復植被碳的吸存速率比土壤快18.97%，人工促進恢復植被碳的吸存速率比土壤的快28.93%，因此土壤恢復初期是難點，后期則是重點。不同系統(tǒng)之間碳吸存速率差異顯著 (P＜0.05)，人工促進恢復后整個生態(tài)系統(tǒng)碳吸存速率是自然恢復的2.17倍，植被和土壤的吸存速率也分別是自然恢復的2.26倍和2.09倍。因此，對于嚴重侵蝕退化生態(tài)系統(tǒng)，采取積極的人工促進恢復措施快速提高土壤肥力是對系統(tǒng)進行恢復的有效方法。

［1］ Dixon R K，Brown S，Houghton R A，et al．Carbon pools and flux of global forest ecosystems［J］．Science，1994，(263):185-190．

［2］Zhou Guang-sheng，Wang Yu-hui，Jiang Yan-ling，et al．Conversion of terrestrial ecosystems and carbon cycling［J］．Acta Phytoecologica Sinica，2002，26(2):250-254．［周廣勝，王玉輝，蔣延玲，等．陸地生態(tài)系統(tǒng)類型轉(zhuǎn)變與C循環(huán)［J］．植物生態(tài)學報，2002，26(2):250-254．］

［3］Wu Qing-biao，Wang Xiao-ke，Duan Xiao-nan，et al．Carbon sequestration and its potential by forest ecosystems in China［J］．Acta Ecologica Sinica，2008，28(2):517-524．［吳慶標，王效科，段曉男，等．中國森林生態(tài)系統(tǒng)植被固碳現(xiàn)狀和潛力［J］．生態(tài)學報，2008，28(2):517-524．］

［4］Lal R.Soil management and restoration for C sequestration to mitigate the accelerated greenhouse effect［J］．Progress in Environmental Science，1999，1(4):307-326．

［5］Liu Guo-hua，F(xiàn)u Bo-jie，Cheng Li-ding，et al．Characteristics and distribution of degraded ecological type in China ［J］．Acta Ecologica Sinica，2000，20(1):13-19．［劉國華，傅伯杰，陳利頂，等．中國生態(tài)退化的主要類型，特征及分布 ［J］．生態(tài)學報，2000，20(1):13-19．］

［6］Sheng H，Yang Y S，Yang Z J，et al．The dynamic response of soil respiration to land-use changes in subtropical China［J］．Global Change Biology，2010，16(3):1107-1121．

［7］Xie Jin-sheng，Yang Yu-sheng，Xie Ming-shu，et al．Effects of vegetation restoration on carbon sequestration in degraded red soil［J］．Journal of Soil and Water Conservation，2006，20(6):95-98．［謝錦升，楊玉盛，解明曙，等．植被恢復對侵蝕退化紅壤碳吸存的影響 ［J］．水土保持學報，2006，20(6):95-98．］

［8］Yang Yu-sheng，Xie Jin-sheng，Chen Guang-shui，et al．Changes of carbon sequestration for degraded red soil after ecological restoration［J］．Journal of Soil Water Conservation，2002，16(5):17-19．［楊玉盛，謝錦升，陳光水，等．紅壤侵蝕退化地生態(tài)恢復后C吸存量的變化［J］．水土保持學報，2002，16(5):17-19．］

［9］He Sheng-jia，Xie Jin-sheng，Zeng Hong-da，et al．Dynamic of soil organic carbon pool after restoration ofPinus massonianaineroded red soil area［J］．Acta Ecologica Sinica，2013，33(10):2964-2973．［何圣嘉，謝錦升，曾宏達，等．紅壤侵蝕地馬尾松林恢復后土壤有機碳庫動態(tài) ［J］．生態(tài)學報，2013，33(10):2964-2973．］

［10］Zhou Guo-mo，Liu En-bin，She Guang-hui．Summary of estimated methods on forest soil's carbon pool［J］．Journal of Zhejiang Forestry College，2006，23(2):207-216．［周國模，劉恩斌，佘光輝．森林土壤碳庫研究方法進展［J］．浙江林學院院報，2006，23(2):207-216．］

［11］Xie Jin-sheng．Changes of carbon reserve，energy and nutrient cycle of extreme degraded ecosystem in the process of ecological restoration［D］．Fuzhou:Fujian Agriculture and Forestry University Master's Degree Paper，2002．［謝錦升．生態(tài)恢復過程中碳貯存、能量及養(yǎng)分循環(huán)的變化［D］．福州:福建農(nóng)林大學，2002．］

［12］Han Li-li，Xie Jin-sheng，Zeng Hong-da，et al．Effects of Pasplum notatum Flügge on changes of carbon storage and allocation of the ecosystem in degraded red soil［J］．Journal of Subtropical Resources and Environment，2013，1(8):33-40．［韓立立，謝錦升，曾宏達，等．百喜草治理對退化紅壤生態(tài)系統(tǒng)碳庫及分配的影響［J］．亞熱帶資源與環(huán)境學報，2013，1(8):33-40．］

［13］Wei Hai-dong，Ma Xiang-qing．Study on the carbon storage and distribution ofPinus massonianaLamb plantation ecosystem at different growing stages［J］．Journal of Northwest A＆F University(Nat．Sci．Ed．)，2007，35(1):171-174．［尉海東，馬祥慶．不同發(fā)育階段馬尾松人工林生態(tài)系統(tǒng)碳貯量研究 ［J］．西北農(nóng)林科技大學學報:自然科學版，2007，35(1):171-174．］

［14］Pan Zhong-song，Ding Fang-jun，Dai Quan-hou，et al．Study on soil organic carbon ofPinus massonianaLamb plantation in southern Guizhou province［J］．Journal of Central South University of Forestry＆Technology，2012，32(2):75-80．［潘忠松，丁訪軍，戴全厚，等．黔南馬尾松人工林土壤有機碳的研究 ［J］．中南林業(yè)科技大學學報，2012，32(2):75-80．］

［15］Fang Xi，Tian Da-lun，Xu Can-hui．Productivity and carbon dynamics of masson pine plantation ［J］．Journal of Central South University of Forestry＆Technology，2003，23(2):11-15．［方晰，田大倫，胥燦輝．馬尾松人工林生產(chǎn)與碳素動態(tài) ［J］．中南林學院學報，2003，23(2):11-15．］

［16］Cao Xiao-yu，Yang Wen-long，Liu Yue-cui．Carbon storage quantity ofPinus massonianaecosystem［J］．Journal of Northwest Forestry University，2012，27(5):45-49．［曹小玉，楊文龍，劉悅翠．馬尾松林生態(tài)系統(tǒng)碳貯量研究 ［J］．西北林學院學報，2012，27(5):45-49．］

［17］Kang Bing，Liu Shi-Rong，Zhang Guang-jun，et al．Carbon accumulation and distribution inPinus massonianaandCunninghamia lanceolatamixed forest ecosystem in Daqingshan，Guangxi of China［J］．Acta Ecologica Sinica，2006，26(5):1320-1329．［康冰，劉世榮，張廣軍，等．廣西大青山南亞熱帶馬尾松，杉木混交林生態(tài)系統(tǒng)碳素積累和分配特征［J］．生態(tài)學報，2006，26(5):1320-1329．］

［18］Zhang Zhi-jun，Zhang Xiao-quan，Wang Yan-hui，et al．Carbon storage and distribution of Pinus massoniana forest ecosystem in Tieshanping of Chongqing［J］．Science Silvae Sinicae，2009，45(5):49-53．［張治軍，張小全，王彥輝，等．重慶鐵山坪馬尾松林生態(tài)系統(tǒng)碳貯量及其分配特征 ［J］．林業(yè)科學，2009，45(5):49-53．］

［19］Jiang P K，Meng C F，Zhou G M，et al．Comparative study of carbon storage in different forest stands in subtropical China［J］．The Botanical Review，2011，77:242-251．

［20］Jiao Ju-ying，Wang Ning，Du Hua-dong，et al．The research progress of the interference of soil erosion on vegetation succession and the corrosion resistance of vegetation［J］．Acta Prataculturae Sinica，2012，21(5):311-318．［焦菊英，王寧，杜華棟，等．土壤侵蝕對植被發(fā)育演替的干擾與植物的抗侵蝕特性研究進展 ［J］．草業(yè)學報，2012，21(5):311-318．］

［21］Liu Yuan-qiu，Du Tian-zhen，Guo Xiao-min，et al．Study on rehabilitating forest model and soil restoration on degraded quaternary red soil［J］．Journal of Soil Water Conservation，2004，18(6):34-36．［劉苑秋，杜天真，郭曉敏，等．退化第四紀紅粘土重建森林模式及其土壤恢復研究 ［J］．水土保持學報，2004，18(6):34-36．］

［22］Gong X，Liu Y Q，Li Q L，et al．Sub-tropic degraded red soil restoration:Is soil organic carbon build-up limited by nutrients supply［J］．Forest Ecology and Management，2013，300，77-87．

［23］Xiang Wen-hua，Tian Da-lun．Nutrient cycle inPinus massoniana．stands of different age classes［J］．Acta Phytoecologica Sinica，2002，26(1):89-95．［項文化，田大倫．不同年齡階段馬尾松人工林養(yǎng)分循環(huán)的研究 ［J］．植物生態(tài)學報，2002，26(1):89-95．］

［24］Fabio S，Rattanet L，Ebinger H，et al．Changes in soil carbon and nutrient pools along a chronosequence of poplar plantations in the Columbia Plateau，Oregon，USA［J］．Agriculture，Ecosystems＆Environment，2007，122(3):325-339

［25］Jobbagy E G，Jackson R B．The vertical distribution of soil organic carbon and its relation to climate and vegetation［J］．Ecological Application，2000，10(2):423-436．

［26］Zhou Yan-xiang，Lü Mao-kui，Xie Jin-sheng，et al．Sources，characteristics and stability of organic carbon in deep soil［J］．Journal of Subtropical Resources and Environment，2013，1(8):48-55．［周艷翔，呂茂奎，謝錦升，等．深層土壤有機碳的來源、特征與穩(wěn)定性 ［J］．亞熱帶資源與環(huán)境學報，2013，1(8):48-55．］

［27］Chen Zhi-biao，Yue Hui．Analysis on microclimate effects under the different control measures of soil and water loss:With the example of Hetian region［J］．Subtropical Soil and Water Conservation，2005，17(1):17-23．［陳志彪，岳輝．實施水土保持措施后的小氣候效應分析—以長汀河田地區(qū)為例 ［J］．亞熱帶水土保持，2005，17(1):17-23．］

［28］Yu Zhan-yuan，Yang Yu-sheng，Chen Guang-shui．Changes of carbon storage and carbon sequestration in plantation ecosystems on purple soil［J］．Chinese Journal Applied Ecology，2004，15(10):1837-1841．［于占源，楊玉盛，陳光水．紫色土人工林生態(tài)系統(tǒng)碳庫與碳吸存變化 ［J］．應用生態(tài)學報2004，15(10):1837-1841．］

［29］Li Yu-yuan，Shao Ming-an．The change of plant diversity during natural recovery process of vegetation in Ziwuling area［J］．Acta Ecologica Sinica，2004，24(2):252-260．［李裕元，邵明安．子午嶺植被自然恢復過程中植物多樣性的變化［J］．生態(tài)學報 2004，24(2):252-260．］

［30］Zou Hou-yuan，Cheng Ji-min，Zhou Lin．Natural recoverage succession and regulation of the prairie vegetation on the Loess Plateau［J］．Research of Soil and Water Conservation，1998，5(1):126-138．［鄒厚遠，程積民，周麟．黃土高原草原植被的自然恢復演替及調(diào)節(jié) ［J］．水土保持研究，1998，5(1):126-138．］

［31］Ren H ，Du W B，Wang J．Natural restoration of degraded rangeland ecosystem in Heshan hilly land［J］．Acta Ecologica Sinica，2007，27(9):3593-3600

［32］Lovich J E，Bainbridge D．Anthropogenic degradation of the southern California desert ecosystem and prospects for natural recovery and restoration［J］．Environmental Management，1999，24(3):309-326．

［33］Lamb D，Erskine P D，Parrotta J A．Restoration of degraded tropical forest landscapes［J］．Science，2005，310(5754):1628-1632．

［34］Wang Shao-qiang，Zhou Cheng-hu，Li Ke-rang，et al．Analysis on spatial distribution characteristics of soil organic carbon reservoir in China［J］．Acta Geographic Sinca，2000，55(5):533-544．［王紹強，周成虎，李克讓，等．中國土壤有機碳庫及空間分布特征分析 ［J］．地理學報2000，55(5):533-544．］

［35］Wang Rang-hui，Sun Hong-bo，Huang Jun-fang，et al．Ecosystem feedback mechanism under the influences of the human activities effect analysis of ecological water transfer engineering in Tarim River［J］．Rual Eco-Environment，2004，20(4):1-5．［王讓會，孫洪波，黃俊芳，等．人為活動影響下的生態(tài)系統(tǒng)反饋機制——塔里木河流域生態(tài)輸水工程的效應分析 ［J］．農(nóng)村生態(tài)環(huán)境2004，20(4):1-5．］