圍封對寧夏荒漠草原土壤團聚體組成及其穩定性的影響

王國會，王建軍，陶利波，許冬梅＊

（1.寧夏大學農學院，寧夏 銀川750021；2.寧夏大學西北土地退化與生態恢復國家重點實驗室培育基地，寧夏 銀川750021；3.寧夏同心縣同心中學，寧夏 同心751300）

土壤結構可通過調控土壤碳封存和水質的能力來調節環境質量［1］。土壤團聚體是構成土壤結構的基礎［2-4］，決定土壤的物理穩定性，與土壤的抗侵蝕能力及有機碳的物理保護等有關，可作為環境質量變化的重要指征。土壤團聚體的組成和分布是影響土壤孔隙狀況和水分轉運的基礎，尤其是水穩定性團聚體能夠更為客觀地表征土壤的穩定性，滲透性，水分的持留及養分的有效性等［4］。土壤團聚體穩定性受土地利用方式、耕作措施及植被恢復狀況等因素的影響［6-8］。由于土地利用方式的改變，＞0.25 mm土壤水穩性團聚體的含量和粘粒分散率呈現明顯的差異［6-7］。植被恢復有利于改善草地植物群落結構，增加物種多樣性，提高生物量。隨著植被的恢復，土壤結構改善，團聚體粒徑分布更為均勻，植物凋落物和地下生物量增多，土壤微生物活性增加，促進了大團聚體的形成，使得土壤結構穩定性增強［9-10］。

荒漠草原是寧夏草原的主體類型，是天然的生態屏障，也是重要的自然資源，在區域環境保護及經濟發展中具有重要作用。然而，由于自然生態環境的脆弱性，加之人類的過度擾動，草地普遍退化。長期以來，寧夏一直致力于生態環境建設，并自2003年全面實施草地圍封禁牧，荒漠草原生態環境出現逆轉，植被蓋度、植物生物量及物種多樣性增加，植物群落結構趨于穩定，土壤性狀得到改善、土壤微生物量及酶活性均增加［11-12］。本文通過研究荒漠草原圍封條件下土壤團聚體組成及分布，探討圍欄封育對草地土壤團聚體穩定性產生的影響，為認識和評估荒漠草原自然恢復演替過程中土壤結構和功能的變化提供依據，為退化草地生態系統恢復與重建提供理論指導。

1 材料與方法

1.1 研究區自然概況

研究區位于寧夏東部鹽池縣（N 37°04′～38°10′，E 106°03′～107°04′）內。全縣南北長110km，東西寬66km，總面積8661.3km2。平均海拔1600 m，地勢呈南高北低。屬典型大陸性季風氣候，平均氣溫22.4℃，日照充足，溫差大，冬夏兩季氣候迥異，平均溫差28℃左右。常年風沙災害嚴重，平均大風日數24.2d。年均降雨量290mm，主要集中在7-9月。

鹽池縣地處典型草原向荒漠草原過渡的地帶，荒漠草原分布于南北分水嶺干草原線以北，地帶性土壤為灰鈣土，結構較為松散，營養成分少且易受侵蝕。面積16.21×104hm2，占全縣草原面積的35.3%。主要物種有短花針茅（StipabrevifloraGriseb.）、牛枝子（LespedezapotaniniiVass.）、蒙古冰草（AgropyronmongolicumKeng.）和賴草（Leymussecalinus（Georgi）Tzvel.）等。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設置 研究區設在寧夏東部風沙區鹽池縣，屬以短花針茅（StipabrevifloraGriseb.）和牛枝子（LespedezapotaniniiVass.）為建群種的荒漠草原，在寧夏荒漠草原區具有代表性。采用空間序列代替時間序列的方法，分別選擇未圍封（F0）、圍封3年（F3）、5年（F5）、7年（F7）和10年（F10）的荒漠草原為研究樣地，3次重復。各樣地在封育前均為自由放牧，并且在植被、地形、地勢及土壤等方面具有一致性。

1.2.2 樣品采集與處理 采用限定隨機取樣方法，2015年7月在每個樣地沿對角線分別布設5個200 m×200m的樣區，在每個樣區內隨機設置3個取樣點，分0～10cm，10～20cm和20～40cm土層采集土壤樣品。在采集過程中保持土塊不受擠壓，樣品不變形，并剝去土塊外面直接與土鏟接觸變形的部分，保留原狀土，用保鮮盒儲存以測定土壤團聚體等指標。

1.2.3 測定方法 分別采用薩維諾夫干篩法和濕篩法測定 ＞5mm，5～3mm，3～2mm，2～1mm，1～0.5mm，0.5～0.25mm及＜0.25mm各級土壤機械團聚體和水穩性團聚體含量［13-14］。

1.2.4 團聚體破壞率與土壤平均重量直徑的計算［15］式（1）-（2）中：H為團聚體破壞率（%）；Mr＞0.25為粒徑＞0.25mm的團聚體質量（g·kg-1）；MWD為土壤平均重量直徑（mm）；為某級團聚體平均直徑（mm）；wi為某級團聚體組分的干重（g·kg-1）。

1.2.5 數據分析 采用Excel 2003對數據進行基礎處理，用軟件DPS 9.50進行ANOVA分析，并用Duncan法對各測定數據進行多重比較。

2 結果與分析

2.1 荒漠草原自然恢復演替過程中土壤機械團聚體組成的變化

由表1可知，隨粒徑的減小，不同土層團聚體質量分數呈先降低后增加的趨勢。0～10cm和10～20cm土層，各圍封年限草地均以＜0.25mm粒級團聚體含量最高，質量分數最低的為2～1mm和1～0.5mm粒級團聚體；20～40cm土層，各圍封年限草地土壤團聚體分布均呈現出以＞5mm粒級含量最高，1～0.5mm和0.5～0.25mm粒級最低。隨圍封時間的延長，各土層＜0.25mm微團聚體含量總體呈下降趨勢。其中，0～10cm表層土壤各粒級團聚體含量在草地不同恢復階段呈顯著差異（P＜0.05），圍封10年的草地＜0.25mm微團聚體含量顯著低于未圍封及圍封3年、5年、7年的草地（P＜0.05）；不同恢復階段草地之間10～20cm土層除5～3mm和3～2mm粒級團聚體含量差異不顯著外，其他粒級團聚體含量差異顯著（P＜0.05），其中，＜0.25mm微團聚體含量以圍封10年的草地最低，顯著低于圍封3年、5年和7年的草地（P＜0.05）；20～40cm土層不同恢復階段草地之間＞5 mm，5～3mm，3～2mm，2～1mm粒級及＜0.25 mm微團聚體含量差異均不顯著。表明在草地恢復過程中，土壤變化主要發生在0～20cm表層。從垂直分布看，隨剖面深度的增加，＜0.25mm微團聚體含量顯著降低，而大團聚體特別是＞5mm粒級團聚體含量則顯著升高（P＜0.05）。

表1 不同圍封年限草地土壤團聚體組成Table 1 The composition of different sizes of aggregates in different fencing-year grasslands

2.2 荒漠草原自然恢復演替過程中土壤水穩性團聚體特征

由表2可知，不同恢復階段草地各土層水穩性團聚體均以＜0.25mm微團聚體為優勢粒徑，含量為41.17%～82.14%，其次是＞3mm粒級，3～2 mm粒徑團聚體含量最低，在0.44%～3.89%之間。0～10cm土層，＜0.25mm微團聚體含量大小為F7＜F10＜F5＜F0＜F3，其中，圍封7年的草地顯著低于未圍封及圍封3年、5年和10年的草地（P＜0.05），圍封3年的草地顯著高于圍封5年、7年和10年的草地（P＜0.05），但與未圍封草地之間差異不顯著；10～20cm土層，各圍封草地1～0.5 mm，0.5～0.25mm及＜0.25mm粒級水穩性團聚體質量含量差異不顯著，＞3mm粒級水穩定性團聚體含量以圍封7年的草地最高，顯著高于未圍封及圍封3年、5年和10年的草地（P＜0.05）；20～40 cm土層，2～1mm和0.5～0.25mm粒級團聚體含量在不同恢復階段草地之間差異不顯著，圍封10年的草地＜0.25mm微團聚體含量顯著低于未圍封和圍封3年的草地（P＜0.05）。總體來看，圍封有利于提高草地土壤團聚體穩定性，且隨時間的延長，圍封效應增強。

表2 不同封育年限草地土壤水穩定性團聚體的構成Table 2 The composition of soil water stable aggregates in different fencing-year grasslands

2.3 荒漠草原自然恢復演替過程中團聚體平均重量直徑（MWD）和破壞率的變化

荒漠草原土壤濕篩團聚體的MWD低于干篩團聚體的MWD（表3），這是由于干篩團聚體包含非水穩性團聚體和水穩性團聚體，在浸泡作用下大量非水穩性團聚體遭到破壞，因而水穩性MWD更能反映問題的實質。在0～10cm土層，圍封10年的草地土壤干篩MWD顯著高于未圍封及圍封3年、5年和7年的草地（P＜0.05）；圍封5年的草地濕篩MWD顯著低于圍封10年的草地（P＜0.05）；土壤團聚體破壞率以未圍封草地最高，為60.39%，圍封7年和10年的草地最低，顯著低于未圍封，圍封3年和5年的草地（P＜0.05）。在10～20cm土層，圍封10年的草地干篩MWD顯著高于圍封3年、5年的草地（P＜0.05），但與未圍封及圍封7年的草地之間差異不顯著；土壤濕篩MWD和團聚體破壞率在不同恢復階段草地之間差異不顯著。20～40 cm土層，干篩和濕篩團聚體MWD在不同恢復階段草地之間差異均不顯著；團聚體破壞率以未圍封和圍封3年的草地較高，顯著高于圍封5年、7年和10年的草地（P＜0.05），圍封10年的草地最低，但與圍封5年和7年的草地之間差異不顯著。

表3 不同圍封年限草地土壤團聚體平均重量直徑（MWD）和團聚體破壞率Table 3 The MWD and destruction rates of soil aggregates in different fencing-year grasslands

3 討論

穩定的土壤團聚體可避免有機碳礦化分解，有效保持土壤結構的穩定性。了解和掌握土壤團聚體的形成和穩定機制有助于調控有機碳庫平衡、控制土壤侵蝕［16-17］。從土壤干篩團聚體組成和分布看，各圍封草地＞0.25mm粒徑干篩團聚體含量隨著土層的加深而增加，土壤結構更趨穩定，這是由于鹽池荒漠草原土壤結構松散，風蝕作用強烈，土壤表層結構受到嚴重破壞，大團聚體含量降低，土壤穩定性減弱。同一土層，＞0.25mm粒徑干篩團聚體含量總體上隨著圍封時間的延長而增加，表明隨圍封年限的增加，荒漠草原土壤穩定性逐漸增強。以往的研究也表明，隨著恢復時間的延長，土壤顆粒向大團聚體聚集，＞5 mm粒級團聚體顯著增加，土壤結構逐年恢復［18-20］。但Cambardella等認為，圍封禁牧條件下，植物殘體長期積累在土壤表層，供微生物維系生命活動的能量充足，從而促進土壤表層的生物活性，有助于大團聚體的形成，增強其機械結構穩定性［21］。

水穩性團聚體作為評價土壤水穩定性的主要指標，與土壤抗蝕性密切相關，可表征土壤的穩定性。不同恢復階段草地各土層水穩性團聚體均以 ＜0.25 mm為優勢粒徑，但隨草地恢復演替，各土層 ＜0.25 mm粒徑水穩性團聚體含量逐漸減少，＞0.25mm粒徑水穩定團聚體含量逐漸增加，土壤抗侵蝕性增強。楊建國等的研究表明，隨退化生態系統植被恢復，土壤結構改善，土壤中大粒級水穩性團聚體含量隨植被恢復演替逐步增加，土壤抗侵蝕能力增強［22-23］。但也有研究表明植被恢復并不能有效增加土壤水穩性大團聚體含量，土壤結構松散，通透性增加［21］。

土壤MWD是反映團聚體分布的重要指標，土壤穩定性變化的一個基本指標就是 MWD，MWD越大，團聚體的平均粒徑團聚度越高，土壤穩定性就越強［24］。圍欄禁牧可以增強荒漠草原土壤團聚體水穩性，降低團聚體破環率，各土層干篩MWD均以圍封10年的草地最大，而團聚體破壞率以圍封7年和10年的草地較低。以往的研究也表明，隨退化生態系統的恢復，土壤環境改善，團聚體平均重量直徑增加，破壞率降低［25-27］。

4 結論

圍封有利于改善寧夏荒漠草原土壤結構和功能，隨著圍封時間的延長，土壤結構更趨穩定。不同封育年限草地0～10cm和10～20cm土層干篩團聚體以＜0.25mm粒徑含量最高，20～40cm以＞5 mm團聚體為優勢粒徑。隨圍封時間的延長，各土層＜0.25mm粒徑干篩團聚體含量逐漸下降，均以圍封10年的草地最低；＜0.25mm水穩定團聚體在0～10cm和20～40cm土層變化顯著，分別以圍封7年和10年的草地最低；各土層干篩MWD均以圍封10年的草地最大，團聚體破壞率則以圍封7年、10年的草地較低。