南方紅壤典型花崗巖侵蝕區主要治理模式的土壤碳匯效應

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

1. 江西農業大學 林學院，江西 南昌 330045；2. 江西省土壤侵蝕與防治重點實驗室，江西 南昌 330029；3. 江西省水利科學院，江西 南昌 330029

森林土壤蘊含了豐富的碳，約占陸地碳庫四成左右（Chen et al.，2018），在全球碳循環和減緩氣候變化中具有舉足輕重的作用（黃從德等，2009）。土壤碳庫比植物臨時碳庫更加穩定，且不易受外界環境的影響（Larionova et al.，2003）。土壤侵蝕退化會引發土壤碳損失，流失量達19—32 PgC（Lal，1999）。南方紅壤丘陵是中國僅次于黃土高原的水土流失區（梁音等，2008），尤其花崗巖母質發育的紅壤侵蝕區，分布較廣。這類土壤退化嚴重，極強烈侵蝕區域土壤侵蝕模數甚至達 10000 t·km?2·a?1（張平倉等，2014），較低，0—20 cm土壤有機碳儲量僅為 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%碳可通過合理農耕措施和復耕重新固定，尤其植被恢復可迅速增加植物生物量和土壤碳儲量（Don et al.，2015；Wang et al.，2017），并能在一段時間內實現與當地次生林相同的固碳水平（Martin et al.，2013）。總體上，關于造林/生態恢復對土壤碳儲量影響的研究已廣泛開展，但多從土地利用變化的角度出發（Paul et al.，2002；Don et al.，2015；Veloso et al.，2018），關于在嚴重侵蝕退化劣地上進行生態恢復或人工植被重建后土壤有機碳的響應尚不清楚（Brahma et al.，2018），尤其是中國亞熱帶嚴重侵蝕紅壤區相關研究更為鮮見（Nie et al.，2017），這導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注土壤有機碳總的含量變化（劉政等，2019），土壤活性有機碳組分和土壤碳周轉在很大程度上被忽視，這導致不能完整評價植被恢復或重建對土壤有機碳恢復的質量和效率（Nie et al.，2017；Zhang et al.，2019）。

20世紀80年代中期，中國南方典型花崗巖侵蝕區開始實施水土流失綜合治理，以水平竹節溝為骨架，配置喬灌草補植，成為當時主要的治理模式（黃穎等，2015）。這種以生態恢復為主要目的的治理模式減流效果達到70%，減沙效果達到80%（Hu et al.，2013）。20世紀80年代中后期，以水平梯田或反坡臺地為主要措施的果園開發在紅壤區也廣泛施行（黃少燕，2009；林金石等，2011）。段劍等（2018）發現臺地式果園開發減流減沙效益均達90%以上。近年來，關于治理模式對退化土壤固碳效益的研究呈逐漸增加趨勢，比如土地利用方式改變、不同人工造林方式等對土壤碳的影響（Paul et al.，2002；Don et al.，2015；Veloso et al.，2018）。在南方典型花崗巖侵蝕區，更多是針對不同土地利用模式下土壤有機碳含量、礦化速率等開展研究（盛浩等，2015；左雙苗等，2016），關于不同水土保持措施下的土壤碳匯響應鮮有報道。

江西省興國縣塘背小流域是中國 1980年代首批開展小流域綜合治理試點的小流域之一，是南方花崗巖侵蝕區水土保持綜合治理的樣板。自開展水土保持綜合治理工作以來，吸引著大量科研工作者開展相關研究，主要涉及建設成效評估與分析（宋月君等，2012）、綜合效益定量分析（孫昕等，2009）、植被恢復情況（劉艷改等，2019）等。本研究以塘背小流域為研究區，選擇生態恢復和果園開發兩種治理模式，試圖評價典型治理模式對嚴重侵蝕退化地土壤碳庫提升效益和效率的影響，并以附近未受人為擾動的次生林作為理想參照，以評估侵蝕區土壤碳庫的恢復潛力。本研究可為科學評估水土保持綜合治理的碳增匯效益提供數據支撐，以及人工林經營管理提供一定的指導。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于江西省興國縣塘背小流域，隸屬鄱陽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，相對高差多為300 m以內。屬亞熱帶濕潤季風氣候區，年平均溫度19.5 ℃，多年平均降水量1528.8 mm。成土母質以花崗巖類風化物為主，土壤類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。

由于過去不合理的采伐利用和戰爭影響使得原生植物遭到毀滅性破壞，引發嚴重的水土流失，使得塘背小流域成為南方紅壤重度侵蝕區。20世紀80年代初，小流域境內山地面積 1155 hm2，而強烈以上侵蝕等級水土流失面積合計 951 hm2，占山地面積的82.4%，山地植被覆蓋率僅為10%，被稱為“江南紅色沙漠”。從20世紀80年代中后期開始，歷經長時期水土保持綜合治理，至2014年植被覆蓋度達到86.8%（宋月君等，2017）。現小流域內植被類型以馬尾松（Pinus massoniana）純林為主，臍橙（Citrus sinensis Osb. var. brasliliensis Tanaka）、油茶（Camellia oleifera Abel.）等經果林也得到大面積發展。

1.2 樣地設置

在小流域范圍內選擇侵蝕退化地（BL）、生態恢復地（F34）、臍橙果園（GY）和次生林（UF）作為試驗樣地，每種類型均設置3個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樣地未進行治理，作為陰性對照。土壤侵蝕嚴重，使具有完整發生土層A-B-C剖面構型的花崗巖母質土壤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年采取水平竹節溝+喬灌草補植的綜合措施進行生態恢復性治理。水平竹節溝規格：梯形斷面，溝上寬60 cm、底寬40 cm、溝深50 cm。治理前，植被結構同于BL樣地，營造好水平竹節溝后，進行楓香（Liquidambar formosana）、木荷（Schima superba）、胡枝子（Lespedeza bicolor）和百喜草（Paspalum notatum）、雀稗（Paspalum thunbergii）等喬灌草綜合補植。F34樣地于1985年進行生態恢復治理后一直采取封禁管護狀態。GY樣地同樣于1985年以“前埂后溝+梯壁植草式反坡臺地”模式進行臍橙開發。“前埂后溝+梯壁植草式反坡臺地”主要是結合坡改梯工程，設置內斜式梯面（即梯面外高內低，略成反坡），以降低地面坡度和縮短坡長；臺面寬400 cm，按照2 m×2 m株行距栽植臍橙；另外，在梯田田面外側修筑田埂，埂高0.3—0.5 m；田面內側設水平竹節溝，0.3 m×0.3 m矩形斷面，溝內每隔5—10 m設一橫土垱；在田埂、梯壁、坎下溝上全部種植混合草籽進行防護處理。臍橙果園采取常規管理，對土壤有機碳存在影響的主要是在2、6、9月各追施一次有機肥（以綠肥和餅肥為主）、不定期清除樹盤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的次生林，作為陽性對照。2019年12月，進行了樣地植被結構調查（表1）和表層土壤（0—20 cm）取樣分析（表2）。

圖1 試驗樣地設置及位置Fig. 1 Setting and location of test plot

表1 樣地植被結構特征Table 1 Basic characteristics of the studied area

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

1.3 樣品采集與測定

在樣地中按“S形”選取5個采樣點，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，用環刀法測定每層土壤容重。由于土壤 TOC是反映土壤肥力狀況的指標，體現土壤對保持肥力能力（Lal，2004），活性有機碳一定程度上能夠反映土壤 SOC的動態效益（土壤碳固碳量、固碳效益和穩定性等）（Zhang et al.，2019）。因此，本研究主要測定土壤TOC、DOC、MBC等指標。

將樣品帶回實驗室，過2 mm鋼篩后分成2份，其中一份新鮮土樣（放入4 ℃冰箱內冷藏保存）用于測定DOC（水溶性有機碳）含量和MBC（微生物生物量碳）含量；另一份風干后測定>2 mm的石礫含量（以w計，%），并取部分風干土樣測定TOC（總有機碳）含量。

TOC含量采用重鉻酸鉀—外加熱法測定。DOC含量采用熱水浸提—總有機碳分析儀法測定：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，使用總有機碳分析儀（Elementarvario TOC cube，德國Elementar元素分析系統公司）直接測定濾液中的有機碳含量。

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

1.4 數據處理與分析

土壤有機碳庫儲量計算公式：

式中：

S(SOCP)——每層土壤有機碳庫儲量，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算（Zhang et al.，2019；陳泮勤，2004），即碳吸存量為治理樣地與對照樣地之間土壤有機碳庫儲量的變化；碳吸存速率為吸存量與治理年限（相對于對照樣地）的比值。同時，以UF樣地作為理想參照，獲取BL、F34和GY等3種類型樣地的碳吸存潛力。

運用SPSS 25.0進行方差分析和相關性分析，采用Origin 2018繪制圖表。除非另有說明，文中的顯著性檢驗標準均為P<0.05。所有結果均以平均值±標準差表示。其中，應用單因素方差分析（One-way ANOVA）檢驗治理模式對花崗巖侵蝕區土壤pH、養分含量及其化學計量特征的影響；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）進行檢驗。在進行單因素方差和相關性分析之前，用Kolmogorov-Smirnov檢驗檢驗分布的正態性，用Levene檢驗檢驗方差的均勻性。

2 結果與分析

2.1 土壤TOC含量與有機碳庫儲量的變化

研究區 BL對照樣地 0—100 cm范圍內土壤TOC平均含量為2.26 g·kg?1。進行生態恢復性治理和果園開發性治理34年后，土壤TOC含量顯著增加（圖2）。與BL相比，F34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%。附近未受人為擾動的次生林UF樣地TOC含量最高，達到10.22 g·kg?1。這意味著即使經過34年的恢復，亞熱帶嚴重侵蝕區土壤TOC仍有較大的增長空間。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，變異系數為25.53%。進行生態恢復后，0—10 cm層次TOC含量顯著高于其它土層（P<0.05）；進行果園開發后0—10 cm和10—20 cm兩個層次TOC含量低于20—40 cm土層，但未達到顯著性水平（P>0.05）。UF樣地，5個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，說明在侵蝕劣地上進行綜合治理對土壤表層TOC含量的影響大于深層。

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

由于長期的土壤侵蝕和礦化作用，BL樣地1 m深度 TOC 儲量較低，僅為 19.86 t·hm?2。與 BL相比，F34與GY樣地TOC儲量分別增加了99.4%和171.4%（表3）。因此，在侵蝕劣地進行水土保持綜合治理可顯著增加土壤TOC儲量，而且果園開發模式比生態恢復治理具有更好的碳固持效果。UF樣地TOC儲量最高，達到75.90 t·hm?2。除GY樣地外，其他樣地 TOC儲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儲量占剖面TOC總儲量的比例變化不大。

表3 不同土層有機碳庫儲量及其垂直分布Table 3 Organic carbon storage and vertical distribution of different soil layers

2.2 土壤表層活性有機碳含量的變化

由于不同治理模式對40 cm土層以下的土壤活性有機碳和輕組有機碳影響較小（Hao et al.，2010），因此本研究僅對40 cm以上土壤DOC、MBC含量測定分析（表4）。

表4 不同樣地土壤活性有機碳的分布特征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），F34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，F34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樣地的差異沒有達到顯著性水平（P>0.05）。另外，比較明顯的規律是，BL樣地其0—10 cm土層DOC含量顯著高于其他兩個層次（P<0.05），但是進行生態恢復治理和果園開發，以及對于次生林樣地而言，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系統服務。與對照為治理BL樣地相比，F34和GY樣地的土壤有機碳吸存量分別為 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+反坡臺地”開發，具備較高的碳吸存速率。以UF樣地作為碳吸存的理想參照，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才能達到與UF相當的土壤TOC儲量水平。

3 討論

3.1 不同治理模式下土壤有機碳的積累與恢復

土壤有機碳動態受氣候、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行生態恢復性治理和果園開發性治理均能顯著促進土壤有機碳的積累與恢復，與前人研究結論類似（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碳的恢復可能主要由于植被的建立和生長（Post et al.，2010）以及土壤團聚體的物理保護所致（Albrecht et al.，2003）。植物和根系殘體的輸入則被認為是退化土壤有機碳的主要來源（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，生態恢復模式下的水平竹節溝和果園開發中的反坡臺地+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，可能部分促進了土壤有機碳的積累（Starr et al.，2000）。另外，果園開發模式下土壤有機碳積累速率大于生態恢復模式還可能與臍橙果園農事活動中施加有機肥有關。有機肥既是土壤有機碳的來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碳積累速率（黃威等，2012；王峰等，2012）。

一般而言，在沒有人為干擾的情況下，土壤有機碳會隨著時間積累，并趨于穩定（Castellano et al.，2015；陳懷璞等，2017）。謝錦升等（2006）指出積極的恢復措施可使裸地TOC歷時56—170 a恢復到與次生林相當的水平，但無措施影響下所需時間更長，這與本研究所得結論一致。

本研究還發現 0—40 cm土壤有機碳庫隨土層加深呈上升趨勢，而40 cm以下土層變化較小，不同生態恢復模式之間存在一定差異。一方面可能由于果樹的直根系決定了土壤表層根系較少，且根系殘體一般為難分解的木質素，存在腐殖化慢的現象（簡興等，2019）；第二，耕作措施擾動可導致表層土壤有機碳庫儲量損失（柳敏等，2006）；第三，果園日常管理會清理地表凋落物。翁伯琦等（2013）證實生草果園比清耕果園 0—20 cm土壤有機碳提高18.14%。果園40 cm以下土層有機碳變化較小的現象，主要由于果樹根系大多處于0—40 cm，而細根則是土壤有機碳庫儲量主要來源之一（孫輝等，2005）。

3.2 不同治理模式下土壤活性有機碳的變化

DOC和MBC等活性有機碳組分是凋落物分解和土壤碳循環的主要承擔者和驅動力，也是土壤養分的重要來源與轉化循環的載體（Li et al.，2017；趙明東等，2006；孫穎等，2018；羅碧珍等，2020），影響土壤質量（楊合龍等，2015）。DOC和MBC作為土壤有機碳中不穩定組分，對環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，植被恢復和果園開發重建了凋落物和細根的物質循環途徑，為活性有機碳提供了物質來源（王清奎等，2007；李太魁等，2013；吳然等，2016）。Fontaine et al.（2007）指出，新鮮C的供應可能促進SOC的分解，并促進DOC的增加。MBC含量的增加可能是由于植物殘體的輸入（Brockett et al.，2012）。

然而，水土保持綜合治理后積累的碳能否長期儲存在土壤中，很大程度上取決于有機碳的穩定性（Tonneijck et al.，2010；Soucémarianadin et al.，2018），尤其是在干擾或未來氣候變化的情況下（van Groenigen et al.，2017）。因此，土壤碳儲量及其穩定性的變化決定了土壤固碳的實際能力。本研究對亞熱帶侵蝕區進行生態恢復或果園開發盡管促進了土壤有機碳的積累與恢復，但土壤活性有機碳組分增加說明土壤碳素的周轉率仍然較高，土壤有機碳分解和釋放的風險也被提升。與Zhang et al.（2019）研究結果類似，植被恢復雖具有顯著的固碳效益，但降低了土壤有機碳的穩定性。盡管活性碳組分增加對促進植物吸收和植被生長意義重大，但本研究DOC和MBC指標并不能完全反映有機碳的穩定性，從土壤碳匯的角度出發，接下來應重點關注土壤有機碳不同組分的穩定性，如易降解碳庫和難降解碳庫，對評估治理后人工林生態系統（包括果園）的土壤碳儲量質量、儲存時間和長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花崗巖嚴重侵蝕區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，生態恢復治理和果園開發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施恢復技術后研究一致（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果（1.72 t·hm?2·a?1），謝錦升等（2006）也有類似發現。另外，He et al.（2013）同樣在南方紅壤區嚴重侵蝕區研究得到，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、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，隨著時間推移會出現衰減趨勢。本研究得到花崗巖嚴重侵蝕區土壤碳匯潛力巨大，即使經過水土保持綜合治理依然具備較強的碳匯潛力，與程彩芳等（2015）研究結論一致。但Yang et al.（2007）發現中國中亞熱帶山區退化土地的土壤有機碳固存潛力低于同緯度其他地區，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。

退化土壤有機碳的恢復需要較長的時間。區曉琳等（2018）指出亞熱帶馬尾松退化地經80年治理后土壤團聚體有機碳才恢復至未侵蝕樣地的平均水平，本研究采取竹節溝+喬灌草措施后退化花崗巖土壤有機碳恢復至UF水平需要96 a，采取果園模式則需要56 a。該結果對紅壤侵蝕區包括果園在內的人工林經營管理具有一定的指導意義。首先，更加重視次生林的保護和植被恢復，以盡量縮短土壤有機碳的恢復時間。同時，避免園地中人為干擾過大造成更為嚴重的水土流失，因為植被建立和生長引起的地上生物量的增加很可能會被山地坡面侵蝕造成的有機碳流失所抵消（Jackson et al.，2002）。在侵蝕劣地上建立起來的人工林生態系統對外界干擾的響應和適應能力也較差。有研究表明，若原始森林和恢復森林同時遭到破壞，恢復森林的土壤碳素可能會損失更多，這主要由于其穩定性更低（Zhang et al.，2019）。但目前相關政策主要強調現有原始森林植被的保護，不過隨著水利水保工程后期管護的逐步重視，如健全多元化管護機制（戴向前等，2020），江西省《贛州市水土保持條例》（2020）進一步明確水土保持設施管護和社會參與治理等，我們建議在侵蝕區進行生態恢復重建或營建果園，并保護好這些人工林生態系統對于碳平衡同樣重要。

4 結論

（1）南方花崗巖紅壤侵蝕退化地土壤 TOC含量、碳庫儲量較低，垂直分布特征不明顯，進行“水平竹節溝+前灌草補植”生態恢復和“前埂后溝+梯壁植草式反坡梯田”臍橙果園開發均可有效促進土壤有機碳的積累和恢復，而且果園開發模式下的土壤碳素恢復效應更明顯，但距離周邊未受擾動的次生林還存在一定差距。

（2）在侵蝕退化地進行生態恢復和果園開發顯著增加了表層土壤DOC和MBC組分的含量，特別是對 0—10 cm的促進作用大于其他土層，從而增加了活性有機碳礦化釋放的風險，需要加強管護。

（3）與未治理退化樣地相比，生態恢復和果園開發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，生態恢復和果園開發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。