耕作干擾下喀斯特土壤有機(jī)碳損失主要途徑及其影響因素

葉瑩瑩，肖霜霜，王克林，陳洪松，張偉

（1.中國(guó)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，湖南 長(zhǎng)沙 410125；2. 中國(guó)科學(xué)院環(huán)江喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測(cè)研究站，廣西 環(huán)江 547100；3. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；4. 廣西師范學(xué)院，北部灣環(huán)境演變與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣西 南寧 530001）

土壤有機(jī)碳（SOC）動(dòng)態(tài)是全球碳循環(huán)的主要組成部分，其源/匯過程管理對(duì)大氣CO2濃度變化具有重要影響[1]。土地利用變化是導(dǎo)致土壤碳源/匯過程轉(zhuǎn)變最主要的人為驅(qū)動(dòng)因子。其中，自然生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田后，會(huì)引起土壤結(jié)構(gòu)破壞、土壤侵蝕、養(yǎng)分流失和SOC損失等一系列不利影響，因而受到廣泛關(guān)注[2-4]。以往的研究表明，大部分的SOC損失均發(fā)生在土地開墾耕作后的前7～10年，平均損失量為開墾前的20%～30%左右[5]。土地開墾可引起局部小氣候、土壤理化性質(zhì)、水分運(yùn)移等一系列過程和功能的改變[6]，從而直接或間接作用于SOC的生物地球化學(xué)循環(huán)。土壤團(tuán)聚體作為土壤結(jié)構(gòu)的基本單位，控制著土壤中水、氣的運(yùn)移，影響土壤的物理、化學(xué)和生物特性，與上述土壤要素和過程的關(guān)系非常密切。并且，土壤團(tuán)聚體可閉蓄SOC，使之免受微生物和酶的分解，從而得以保存[7]。但是，土壤團(tuán)聚體對(duì)土地利用變化的響應(yīng)十分敏感[7]。耕作擾動(dòng)引起的物理破碎作用以及土壤干濕交替過程的加劇會(huì)導(dǎo)致土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)破壞、穩(wěn)定性降低[8-9]，使得土壤團(tuán)聚體對(duì)SOC的物理保護(hù)作用減弱，亦會(huì)加劇土壤侵蝕和養(yǎng)分流失，是SOC損失的關(guān)鍵驅(qū)動(dòng)因子。

喀斯特地貌廣泛分布于我國(guó)西南部，其特殊的地質(zhì)背景和強(qiáng)烈的巖溶作用，形成地表地下二元結(jié)構(gòu)，地表水大量滲漏，土層淺薄，生態(tài)系統(tǒng)極其脆弱，加上近現(xiàn)代人類不合理的土地利用，石漠化問題嚴(yán)重[10-11]。石漠化在宏觀上表現(xiàn)為植被退化后水土流失與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的喪失，在微觀上表現(xiàn)為土壤養(yǎng)分丟失和營(yíng)養(yǎng)元素生物地球化學(xué)過程的改變[12]。前期研究表明，喀斯特原生土壤的有機(jī)碳含量顯著高于同地區(qū)紅壤[13]，然而隨著石漠化程度增加，退化生態(tài)系統(tǒng)SOC含量急劇降低[14-16]。原生喀斯特土壤開墾兩年后SOC丟失率達(dá)42%[17]。然而，峰叢洼地徑流小區(qū)的產(chǎn)流率卻很小（＜ 5%），土壤水分、養(yǎng)分的地表流失過程并不發(fā)育[18-19]。SOC的去向、損失途徑、主要影響因素及其相關(guān)驅(qū)動(dòng)機(jī)制等關(guān)鍵科學(xué)問題仍缺乏清晰認(rèn)識(shí)，嚴(yán)重影響喀斯特脆弱生態(tài)系統(tǒng)保育和石漠化防治。

針對(duì)以上問題，本研究基于不同頻率翻耕處理的原位控制試驗(yàn)，以土壤團(tuán)聚體為切入點(diǎn)，通過連續(xù)監(jiān)測(cè)土壤CO2排放和可溶性有機(jī)碳（DOC）淋失/流失通量等碳循環(huán)關(guān)鍵過程變化，明確SOC損失的主要途徑，探討SOC損失的主要影響因素，以期為喀斯特地區(qū)生態(tài)保護(hù)和有限土地資源的可持續(xù)利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)區(qū)位于廣西壯族自治區(qū)環(huán)江毛南族自治縣中國(guó)科學(xué)院環(huán)江喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測(cè)研究站木連綜合試驗(yàn)區(qū)（24°43′～24°44′N，108°18′～108°19′E），屬于中亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)；全年無霜期300～330 d；年均氣溫19.9 ℃，極端高溫38.7 ℃，極端低溫-5.2 ℃；年均降雨量1 380 mm，降水豐富但季節(jié)分布不均，主要集中在5月至9月，該段時(shí)間降雨量占全年降雨量的70%以上。研究區(qū)為典型的喀斯特峰叢洼地，海拔高度272～647 m，洼地、坡地平均基巖裸露率分別為15%和30%，土層深度分別為20～160 cm和10～50 cm。研究區(qū)土壤由白云巖發(fā)育而成，土壤為黏壤土和黏土，土壤pH值呈中性至微堿性。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

結(jié)合前期調(diào)查，2013年12月，在試驗(yàn)站內(nèi)選取人為擾動(dòng)較小的灌叢樣地設(shè)置耕作擾動(dòng)原位控制試驗(yàn)。該樣地位于一處西北朝向山坡的坡腳，地勢(shì)平緩，坡度接近于零，其上原始植被為灌木叢，優(yōu)勢(shì)種為三對(duì)節(jié)（Clerodendrum serratum）、八角楓（Alangium chinense）和千里光（Senecio scandens）等。試驗(yàn)樣地面積為7 m×40 m。將地上植被移除后，該樣地被劃分為四個(gè)區(qū)組，每個(gè)區(qū)組包含5個(gè)規(guī)格為2 m×2 m的小區(qū)，共計(jì)20個(gè)小區(qū)。各小區(qū)四周用2 m長(zhǎng)、0.5 m高的PVC板隔斷、焊接，PVC板地下埋深為30 cm，以阻隔相鄰小區(qū)土壤側(cè)向的水分和養(yǎng)分流動(dòng)；地上出露20 cm，以阻斷地表徑流；各小區(qū)地表均保留一個(gè)直徑約10 cm的開口并用PVC管引流，下方用密封盒承接，以收集小區(qū)內(nèi)地表徑流和侵蝕泥沙。每個(gè)區(qū)組均按照不同翻耕頻率隨機(jī)設(shè)置5個(gè)處理：免耕（T0），每隔6個(gè)月（T1）、4個(gè)月（T2）、兩個(gè)月（T3）和一個(gè)月（T4）翻耕一次，模擬不同翻耕干擾強(qiáng)度。微區(qū)內(nèi)安插模擬仿真植物代替農(nóng)作物（玉米），簡(jiǎn)化試驗(yàn)影響因素，消除試驗(yàn)過程中作物根際分泌對(duì)SOC動(dòng)態(tài)和土壤呼吸的影響，從而更明確地研究團(tuán)聚體破壞后SOC損失過程和機(jī)制。土壤擾動(dòng)方式為該地區(qū)普遍采用的手動(dòng)翻耕，翻耕深度為0～15 cm，第一次翻耕處理時(shí)間為2014年6月28日。

1.3 樣品采集與分析方法

分別于翻耕處理實(shí)施前（2014年6月27日）和翻耕處理實(shí)施一年后（2015年7月9日）采集表層（0～10 cm）混合土壤樣品和原狀土壤樣品。在每個(gè)小區(qū)隨機(jī)選取5個(gè)點(diǎn)，使用內(nèi)徑為5 cm的土鉆分別采集土壤樣品并混合均勻，即為混合土壤樣品。剔除土樣中可見的凋落物和根系，于室內(nèi)風(fēng)干后磨細(xì)，過0.149 mm（100目）篩，用密封袋保存，留用分析。原狀土樣采集與處理方法為：用鐵鏟小心地鏟取一塊完整的方形土壤樣品（深0～10 cm），置于密封盒中，以避免在保存和運(yùn)輸過程中受到外力擠壓；回到實(shí)驗(yàn)室后，將其晾放在牛皮紙上，待土壤含水量約降低至土壤可塑線時(shí)，沿土壤自然節(jié)理輕輕地將土樣掰成小塊，使之全部可以通過8 mm篩；于室內(nèi)風(fēng)干后，存于密封盒內(nèi)，留用分析。

氣體樣品的采集采用原位靜態(tài)箱法，分別于每月翻耕處理實(shí)施前1 d和實(shí)施后第1、3、5、7 d進(jìn)行。采樣時(shí)間為早上9點(diǎn)到10點(diǎn)，該時(shí)間段內(nèi)測(cè)定的土壤氣體排放速率可代表日均排放速率[20]。每次采樣每個(gè)小區(qū)共抽取五次樣品，采樣間隔為15 min。氣樣的采集使用100 ml的注射器。采樣前，先用注射器抽取箱內(nèi)的氣體，并注回箱體，如此反復(fù)幾次，從而使箱內(nèi)氣體混合均勻。隨后，抽取30 ml氣體，注入15 ml樣品瓶中保存，留用分析。土壤淋溶水通過淋溶盤收集，并儲(chǔ)存在埋于地下約70 cm處的密封盒中，通過抽提裝置定期采集淋溶水樣。該設(shè)計(jì)使淋溶水的收集及儲(chǔ)存均在地下完成，而地下的低溫環(huán)境有利于淋溶水的儲(chǔ)存。淋溶水的采集頻率為每月一次（于每月翻耕當(dāng)日進(jìn)行）。采樣時(shí)，記錄淋溶水的總體積并取100 ml帶回實(shí)驗(yàn)室，置于-18 ℃冰箱冷凍保存，以待分析。雖然本試驗(yàn)跟蹤降雨開展了地表徑流的采集和分析工作，但是地表徑流的產(chǎn)流量很小，未在文中展示。

土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體的分離采用干篩后再濕篩的方法[21]。取500 g左右風(fēng)干后過8 mm篩的土樣，置于一組直徑為20 cm、孔徑從上至下依次為5 mm、2 mm、1 mm、0.5 mm、0.25 mm和0.053 mm的套篩（附有底和蓋）上，以1.5 mm的振幅篩3 min（AS 200；Retsch，Germany）。分別收集各級(jí)篩子上的團(tuán)聚體，稱重并計(jì)算其所占重量百分比。按此配比稱取4份質(zhì)量為50 g的土樣，在濕篩儀上進(jìn)行濕篩分析。先將孔徑為5 mm，2 mm，1 mm，0.5 mm，0.25 mm，0.053 mm的套篩用鐵架夾住放入水桶中。再將稱好的50 g的土樣小心放入最上面的篩子上，沿桶壁徐徐加水，至土樣濕潤(rùn)逐漸達(dá)到飽和（驅(qū)除團(tuán)聚體中閉塞的空氣），濕潤(rùn)5 min。以3 cm的振幅、30次/min的頻率上下震動(dòng)套篩30 min。收集各級(jí)篩子上的團(tuán)聚體至鋁盤中，于60 ℃烘干后稱重并計(jì)算其重量百分比，即得到水穩(wěn)性團(tuán)聚體的粒級(jí)分布。

混合土樣SOC含量采用重鉻酸鉀氧化——外加熱法[21]測(cè)定，氣體樣品CO2含量采用氣相色譜分析法（Agilent 7890A GC，安捷倫，美國(guó)）測(cè)定，淋溶水中DOC含量采用總有機(jī)碳分析儀（TOC-V WP，島津，日本）測(cè)定，淋溶水中鈣（Ca）和鎂（Mg）離子含量采用原子吸收光譜儀（Avanta M，GBC，澳大利亞）測(cè)定。

1.4 土壤溫度和濕度監(jiān)測(cè)方法

土壤溫度動(dòng)態(tài)利用紐扣式溫度記錄儀（iButton，DS1990A-F5；Maxim Integrated，美國(guó)）監(jiān)測(cè)，埋設(shè)深度為地表以下5 cm，監(jiān)測(cè)頻率為每小時(shí)（前期為每半小時(shí)）一次。土壤濕度的測(cè)定采用鮮土烘干法。每隔一個(gè)月，用鋁盒采集0～10 cm深度處的土壤樣品，稱取鮮土重后于105 ℃烘干至恒重，再稱取烘干土的重量，計(jì)算可得土壤重量含水量。

1.5 數(shù)據(jù)分析與處理

利用Excel 2010和SPSS 22.0（芝加哥，美國(guó)）進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析，利用SigmaPlot 12.0（芝加哥，美國(guó)）和Excel 2010繪制圖表。數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析前進(jìn)行正態(tài)分布和方差齊次性檢驗(yàn)，利用t-檢驗(yàn)分析翻耕處理一年后SOC含量和各粒級(jí)團(tuán)聚體變化的顯著性，利用單因素方差分析（ANOVA）統(tǒng)計(jì)各處理間觀測(cè)指標(biāo)的差異，利用Duncan檢驗(yàn)進(jìn)行多重比較，利用Pearson相關(guān)分析探討各影響因子對(duì)SOC損失的影響。

2 結(jié)果與分析

2.1 翻耕處理對(duì)土壤有機(jī)碳含量的影響

翻耕處理施加之前（2014年6月），SOC含量約為37.2 g/kg，處理實(shí)施一年后，所有翻耕處理表層SOC含量均顯著降低，對(duì)照處理（T0）無顯著變化（圖1）。各翻耕處理SOC損失量分別為處理前本底的24.5%（T1），15.4%（T2），20.0%（T3）和 27.6%（T4）。方差分析結(jié)果表明，翻耕處理SOC損失率均顯著高于免耕處理，且隨翻耕頻率增加，SOC損失率有增加趨勢(shì)，T2和T4處理之間差異顯著。

2.2 翻耕處理對(duì)土壤CO2排放和DOC淋失通量的影響

圖1 不同翻耕處理中SOC含量在一年間的變化率Fig. 1 The percentage of soil organic carbon (SOC)concentration change relative to the initial SOC concentration under different tillage treatments after 1 year

所有翻耕處理土壤CO2年排放總量均顯著高于對(duì)照免耕處理，各處理土壤CO2排放總量分別為7.02（T0）、7.56（T1）、7.59（T2）、8.68（T3）和 9.15（T4）mg/(hm2·yr)（圖2）。土壤CO2年排放總量隨翻耕頻率增大顯著增加，表現(xiàn)為 T0 ＜ T1、T2 ＜ T3、T4。翻耕對(duì)土壤DOC淋失總量具有顯著影響（圖2）。對(duì)照T0處理DOC淋失總量顯著低于翻耕處理。不同翻耕處理間，T4處理DOC年淋失總量顯著低于T1和T3處理。

圖2 SOC損失量及分別以CO2排放和DOC淋失形式損失的碳通量Fig.2 Total SOC loss and carbon loss via CO2 f uxes and DOC leachates

單位面積SOC年損失量、土壤CO2年排放總量和土壤DOC年淋失總量對(duì)比分析結(jié)果表明，對(duì)照免耕處理SOC損失量與CO2年排放量大致持平。各翻耕處理土壤CO2排放碳分別占SOC損失的25.6%（T1），34.2%（T2），35.5%（T3）和 22.7%（T4）（圖2）。土壤以DOC形式淋失的碳僅占SOC損失量的0.05%～0.10%?？梢姡瑢?duì)于免耕處理，土壤CO2排放是SOC損失的主要途徑。而翻耕后土壤CO2排放僅是SOC損失的主要途徑之一，翻耕后存在其他重要的土壤碳損失途徑。

2.3 翻耕處理對(duì)土壤溫濕度的影響

土壤溫濕度的監(jiān)測(cè)結(jié)果顯示：5 cm深度處的土壤日均溫度在不同處理之間差異不顯著；受降雨季節(jié)分布的影響，各處理中表層土壤含水量旱季較低、雨季較高，不同處理之間差異在各月份均不顯著（圖 3）。

圖3 不同處理表層土壤日均溫度和各月含水量變化動(dòng)態(tài)Fig. 3 Dynamics of daily mean soil temperature and monthly water content of surface soil.

2.4 翻耕處理對(duì)土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)的影響及其與土壤碳損失的關(guān)系

翻耕處理顯著改變了土壤團(tuán)聚體粒級(jí)分布特征，導(dǎo)致5～8 mm粒級(jí)團(tuán)聚體含量減少，2～5 mm粒級(jí)團(tuán)聚體顯著增加，小于2 mm粒級(jí)團(tuán)聚體變化不顯著（圖4）。對(duì)照處理各粒級(jí)團(tuán)聚體均無顯著變化（圖4）。各翻耕處理間，5～8 mm團(tuán)聚體損失量隨翻耕頻率增大顯著增加，2～5 mm團(tuán)聚體增加量無顯著差異（圖4）。

土壤CO2排放速率與5～8 mm粒級(jí)團(tuán)聚體的含量呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，與2～5 mm粒級(jí)團(tuán)聚體的含量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系，而與＜ 2 mm粒級(jí)團(tuán)聚體的含量則無顯著相關(guān)性（表1）。

3 討論

3.1 耕作擾動(dòng)下喀斯特土壤有機(jī)碳的主要損失途徑

圖4 不同粒級(jí)團(tuán)聚體占土壤重量百分比在一年間的變化量Fig. 4 Net changes in proportional aggregate weights (%) of different size fractions as tilled at different frequencies for 1 year

表1 處理一年后各級(jí)土壤團(tuán)聚體質(zhì)量百分比與土壤CO2排放速率的相關(guān)性Table 1 Relationships between proportional aggregate weights (%) of different size fractions and CO2 f uxes after 1-year treatments.

SOC是土壤微生物的關(guān)鍵能量來源，微生物分解利用SOC并釋放CO2是SOC損失的一個(gè)重要途徑；另外，土壤水分入滲或地表徑流運(yùn)移攜帶一部分DOC，也會(huì)導(dǎo)致SOC的淋失或流失[22,23]。耕作擾動(dòng)破壞土壤結(jié)構(gòu)[24]，一方面會(huì)導(dǎo)致團(tuán)聚體對(duì)SOC的物理保護(hù)作用減弱，加速SOC的損失；另一方面會(huì)增加土壤孔隙度和土壤表面的粗糙度[25]，改變土壤水文過程，土壤DOC可能隨優(yōu)先流快速損失。我們的研究結(jié)果顯示，試驗(yàn)實(shí)施一年后，各翻耕處理SOC損失量均達(dá)到顯著水平，損失量為翻耕前本底的15.4%～27.6%（圖1），與我們前期的研究結(jié)果一致[17]，也與全球其他地區(qū)的研究結(jié)果一致[5,26-27]。不同的是，我們的研究發(fā)現(xiàn)，喀斯特土壤對(duì)翻耕的響應(yīng)更為迅速，遠(yuǎn)短于全球平均7～10年的響應(yīng)期[5]。翻耕后土壤CO2排放是翻耕后SOC損失的重要途徑，但是僅能解釋22.7%～35.5%的SOC總損失量（圖2），說明翻耕后存在其他重要的土壤碳丟失途徑。在巖溶作用下以HCO3-形式淋失可能是喀斯特地區(qū)SOC丟失的另一重要途徑。喀斯特生態(tài)系統(tǒng)在CO2和水的驅(qū)動(dòng)下，存在如下巖溶過程平衡：

或

SOC礦化使土壤CO2濃度增加，驅(qū)動(dòng)該反應(yīng)向右進(jìn)行，使土壤中的CO2轉(zhuǎn)化為HCO3-，地表CO2排放減少而地下HCO3-淋失增加[28-29]。本研究對(duì)土壤Ca2+、Mg2+淋失通量的監(jiān)測(cè)結(jié)果顯示：翻耕處理下，Ca2+、Mg2+年淋失總量均與SOC年損失量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，并且SOC的年變化量對(duì)Ca2+、Mg2+年淋失量的解釋率分別為63.9%和58.0%（圖5）。由此可知，翻耕導(dǎo)致SOC礦化產(chǎn)生CO2，但其中一部分CO2與土壤中的碳酸鹽反應(yīng)形成HCO3-、Ca2+和Mg2+，而未能釋放到大氣中。因而土壤以CO2形式釋放碳和巖溶作用下無機(jī)碳淋失均為土壤碳丟失的重要途徑。

3.2 耕作擾動(dòng)下喀斯特土壤有機(jī)碳損失的影響因素

圖5 鈣（a）、鎂（b）離子的淋失總量對(duì)SOC減少量的響應(yīng)Fig. 5 The responses of Ca2+ (a) or Mg2+ (b) leaching amounts to SOC losses

耕作干擾通過改變土壤多個(gè)要素或過程直接或間接導(dǎo)致SOC損失，包括土壤環(huán)境變化（水分、溫度、透氣性等）、土壤物理結(jié)構(gòu)改變（團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)、顆粒組成等）、土壤侵蝕等[6]。植被覆蓋在生態(tài)系統(tǒng)退化/恢復(fù)過程中發(fā)揮著重要作用，可以在短時(shí)間內(nèi)被人類活動(dòng)迅速改變[30]。在較大的干擾壓力下，原生植被喪失的同時(shí)，冠層對(duì)降雨的截流作用，凋落物層對(duì)徑流的抑制和對(duì)水分的涵養(yǎng)功能也隨之削弱或喪失，侵蝕和礦化作用加劇，SOC減少[30-31]。植被退化和土壤擾動(dòng)可顯著改變生態(tài)系統(tǒng)光熱條件，導(dǎo)致土壤水分、溫度以及微生物活性的變化，加速SOC分解礦化[32]。然而，我們的研究發(fā)現(xiàn)耕作處理對(duì)土壤溫度和含水量沒有顯著影響（圖3）。同時(shí)本研究設(shè)置的地表徑流和侵蝕泥沙收集裝置所收集到的徑流和泥沙樣品極少（忽略不計(jì)），說明土壤侵蝕及土壤礦化環(huán)境的變化并不是SOC損失的主要途徑或機(jī)制。翻耕導(dǎo)致的5～8 mm粒級(jí)團(tuán)聚體破碎與土壤CO2排放速率顯著相關(guān)（表1）。這與Curtin等[33]的結(jié)果一致，該研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤團(tuán)聚體粒徑小于3 mm時(shí)，SOC礦化速率顯著增加。翻耕后SOC迅速礦化損失可能與土壤結(jié)構(gòu)破壞、受團(tuán)聚體物理保護(hù)的閉蓄態(tài)SOC暴露后可被微生物迅速礦化利用有關(guān)。

喀斯特地區(qū)石灰（巖）土獨(dú)特的高Ca（Mg）、高pH的土壤環(huán)境特征決定了其土壤碳循環(huán)過程有別于其他地區(qū)。魏亞偉等[34]在本區(qū)域的研究發(fā)現(xiàn)，土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳的礦化速率隨粒級(jí)的增大而降低。Bimüller等[35]在德國(guó)石灰?guī)r發(fā)育的土壤中也有類似的發(fā)現(xiàn)：?jiǎn)挝恢亓康拇髨F(tuán)聚體（2～6.3 mm）釋放的CO2小于小團(tuán)聚體（＜ 2 mm）。多價(jià)陽離子（Ca2+，Mg2+等）可以橋接粘粒礦物和SOC形成有機(jī)無機(jī)復(fù)合體，促使顆粒態(tài)有機(jī)碳（POC）和礦物結(jié)合態(tài)碳（MAOC）組分在＞5 mm大團(tuán)聚體中積累，對(duì)輸入土壤的有機(jī)質(zhì)具有重要的穩(wěn)定和保護(hù)作用[36-37]。此外，土壤團(tuán)聚體切片微形態(tài)電子成像結(jié)果顯示，與不含碳酸鹽的土壤相比，喀斯特土壤團(tuán)聚體基質(zhì)中不規(guī)則地分布有方解石結(jié)晶，孔隙結(jié)構(gòu)較差，使得大團(tuán)聚體閉蓄態(tài)有機(jī)碳難以礦化[38]。而翻耕破壞了喀斯特土壤大團(tuán)聚體（5～8 mm），使其中閉蓄態(tài)有機(jī)碳暴露后被微生物迅速利用，導(dǎo)致SOC礦化丟失。

綜上所述，土壤團(tuán)聚體保護(hù)對(duì)喀斯特SOC固持有重要意義，該地區(qū)生態(tài)恢復(fù)應(yīng)以自然恢復(fù)或人為干擾較小的近自然恢復(fù)為主，土地利用應(yīng)以免耕、少耕的保護(hù)性種植為宜，也可結(jié)合相關(guān)土壤結(jié)構(gòu)改良措施以促進(jìn)團(tuán)聚體的形成，提升SOC固持能力，促進(jìn)退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)和有限土地資源的可持續(xù)利用。

4 結(jié)論

1） 翻耕導(dǎo)致土壤5～8 mm粒級(jí)團(tuán)聚體顯著減少，SOC顯著降低，各翻耕處理平均損失15.4%～27.6%的SOC。

2）翻耕后土壤以CO2形式釋放的碳占其損失總量的22.7%～35.5%，是土壤碳損失的重要途徑，在巖溶作用下以HCO3-形式淋失是其另一重要丟失途徑。

3）翻耕處理中土壤CO2排放與5～8 mm團(tuán)聚體破壞率呈顯著正相關(guān)，說明喀斯特地區(qū)SOC在耕作擾動(dòng)后快速而大量的損失是由于5～8 mm粒級(jí)團(tuán)聚體崩解、受物理保護(hù)的SOC釋放后被微生物迅速礦化利用所導(dǎo)致的。