黃土丘陵典型草原土壤理化性質對生態恢復措施的響應

宿婷婷，馬紅彬1,*，周瑤，賈希洋，張蕊，張雙喬，胡艷莉

(1.寧夏大學西北土地退化與生態恢復省部共建國家重點實驗室培育基地，寧夏 銀川 750021；2.寧夏大學農學院，寧夏 銀川 750021；3.寧夏云霧山草原自然保護區管理處，寧夏 固原 756000)

土壤是植物生長、動物生存和微生物活動的主要場所[1]。土地肥力是土壤的基礎[2]，植物生長所需營養元素由土壤供給，同時地上植被的分解轉化可提高土地肥力[3]。生態恢復可促進植物生長，對土壤性狀及生態環境的改善具有積極作用[4]。研究表明，草地的管理和生態恢復方式影響著土壤理化性狀。退化草場在封育、淺耕翻和耙地改良后土壤碳、氮增加[5]；沙化草地經過草本植物、灌木及灌草結合恢復模式能降低土壤容重，增加孔隙度和土壤含水量[6]；黃土丘陵區人工植被恢復提高了土壤可溶性氮組分含量[7]；灌草間作模式可增加沙化草地土壤總有機碳含量[8]。土壤質量是土壤在生態系統界面內維持生產、保障環境質量、促進動植物健康的能力[9]。生態恢復建設的成效取決于土壤質量的演變，只有土壤質量逐步提高，才能使系統達到較高的生態平衡和良性循環[10]。前人研究發現華北低丘山地人工造林改善了土壤質量[11]；庫布齊沙地自然恢復的油蒿(Artemisiaordosica)群落對土壤質量的改良效果顯著優于人工種植的中間錦雞兒(Caraganaintermedia)群落[12]；黃土丘陵溝壑區水平階整地種植歐李(Cerasushumilis)土壤質量高于油松(Pinustabulaeformis)林地[13]。土壤理化性質是土壤質量的重要指標，良好的土體結構有利于水分的蓄積，影響植物對有效養分的利用[14]?？梢?，不同恢復措施對草地土壤影響明顯，研究生態恢復措施對草地土壤理化性質和土壤質量的影響對草地生態建設具有重要意義。

由于氣候變化和長期超載放牧等原因，黃土高原丘陵區植被破壞嚴重，草地退化導致生產力和多樣性降低，水土保持能力減弱，土地肥力下降[7]。寧夏黃土高原丘陵區地處寧夏南部山區，地形起伏大，主體植被為典型草原。在生態保護和恢復中，寧夏黃土丘陵區在典型草原實施了圍欄封育、水平溝及魚鱗坑工程措施來恢復植被。研究發現，封育能增加草地植被蓋度、提高草地生產力、改善土壤結構、促進土壤肥力使草地得以恢復[15-16]，是退化草地生態恢復的有效方法[17]。水平溝工程措施在一定程度上改變了局部的小環境，表層土壤養分流失更少[18-19]。魚鱗坑的攔蓄能力高于草地[20]，其生境的異質性促成了較高的植物群落多樣性[21]。目前，有關黃土丘陵區水平溝或魚鱗坑措施對土壤植被變化已開展了一些研究[18,20-22]，但對恢復時間較長的水平溝、魚鱗坑措施下的土壤理化性狀變化、土壤質量方面的研究報道較少，還需進一步深入研究。為此，基于黃土丘陵區草地生態建設實踐，本研究以封育、魚鱗坑和水平溝恢復措施下黃土丘陵典型草原土壤顆粒組成、持水性、孔隙狀況、土壤養分、土壤質量變化等進行研究，以期為該區退化草地生態建設提供依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

試驗區位于寧夏固原市原州區東北云霧山國家草原自然保護區，地處東經106°21′-106°27′，北緯36°10′-36°17′，屬黃土高原丘陵區。海拔1800～2100 m，屬于典型的中溫帶大陸性氣候。年均氣溫5 ℃，≥0 ℃的年積溫2882 ℃，無霜期137 d，年降水量445 mm。地帶性土壤為山地灰褐土，地帶性植被為典型草原，主要植物有本氏針茅(Stipabungeana)、大針茅(Stipagrandis)、伴生有百里香(Thymusmongolicus)、鐵桿蒿(Artemisiasacrorum)、豬毛蒿(Artemisiascoparia)、賴草(Leymussecalinus)、西山委陵菜(Potentillachinensis)、星毛委陵菜(Potentillaacaulis)、阿爾泰狗娃花(Heteropappusaltaicus)等。多年的生態建設，使該區分布有大量的水平溝和魚鱗坑。

1.2 樣地選擇

在實地調查的基礎上，海拔、坡度和坡向相近地段，選取放牧草地(對照)、封育、水平溝和魚鱗坑生態恢復實施15年的草地為研究對象，共4個處理，其中水平溝和魚鱗坑整地后輔以封育。各處理樣地坡度為25°～30°，其他基本情況見表1。在每個處理樣地中，沿等高線等距設置3個100 m×100 m調查樣地。

表1 樣地基本情況Table 1 Sample ground conditions

1.3 樣品的采集與測定

于2016年8月分別在每個調查樣地內采集土樣。采集時沿等高線等距設置5個采樣點，用環刀分0～10 cm，10～20 cm，20～30 cm，30～40 cm土層取樣，用于容重、持水量和孔隙度測定；用土鉆在各點分層取土，剔除土樣中植物根系、石塊等非土樣組成部分，帶回實驗室自然風干，均勻混合后按照四分法分別取土樣進行研磨、過篩處理，用于土壤粒徑分布和養分的測定。土壤取樣的同時，在各調查樣地內沿等高線等距設置3個1 m×1 m樣方，記錄植物組成，測定植物的蓋度和地上生物量，其中蓋度采用針刺法，生物量采用刈割法[21]。

土壤容重、毛管持水量、飽和持水量和田間持水量采用環刀法采集原狀土帶回實驗室測定[22]。將環刀(帶墊有濾紙的孔蓋)有孔一端向下放置在一盆中，盆中加水至環刀上沿，浸潤12 h稱量可得土壤飽和含水量，然后將環刀放置在平鋪的干砂上2 h稱重，得毛管持水量，繼續放置在平鋪的干砂上24 h稱重，得田間持水量。最后將環刀在105 ℃烘干至恒重稱量得土壤容重。

采用油浴重鉻酸鉀氧化法測定土壤有機質含量，采用凱氏定氮法測定土壤全氮含量，采用堿解擴散法測定土壤堿解氮含量，采用鉬銻抗比色法測定土壤全磷含量，采用火焰光度計法測定土壤速效鉀含量；采用Microtrac S3500激光粒度分析儀(美國麥奇克有限公司)測定土壤顆粒組成[23]。

1.4 數據處理與分析

用Excel 2010初步處理數據和制圖，用DPS 7.05軟件進行單因素方差分析，結果均以“均值±標準誤”表示；根據測定數據，計算以下指標：

1.4.1土壤粒徑分形維數 采用王國梁等[24]推導的體積分形維數公式，其推導式為：

(1)

式(1)兩邊同時取對數得

(2)

式(2)中左邊為縱坐標，右邊為橫坐標做擬合方程，求出斜率值，分形維數值(D)為3與斜率的差值。式中：V為小于粒徑R的土壤累積體積；VT為測定的土壤總體積；R為表示粒級間粒徑的平均值；λV為土壤粒徑分級中最大粒徑，本研究中土壤最大粒徑為2000 μm。

1.4.2土壤非毛管孔隙度、毛管孔隙度和總孔隙度[25]

非毛管孔隙度=(飽和持水量-毛管持水量)×土壤容重×100%
毛管孔隙度=毛管持水量×土壤容重×100%
總孔隙度=非毛管孔隙度+毛管孔隙度

1.4.3土壤質量評價指標選擇及綜合指數(soil quality index,SQI)計算 土地肥力的變化取決于植被與土壤的相互作用和植被根系對土壤結構的改善。因此，本試驗基于土壤理化性狀變化，參考許明祥等[26]和白文娟等[27]的研究結果，依據土壤質量指標的有效性和敏感性，選擇容重、顆粒組成、田間持水量、毛管孔隙度、總孔隙度、有機質、全氮、堿解氮、全磷和速效鉀作為土壤質量評價指標。由于土壤因子的相互作用，用具有連續性的隸屬度對各土壤因子指標進行標準化處理，同時用主成分評價因子作用的正負性來確定隸屬度的升降型，其中土壤容重、砂粒采用降型函數(4)式，其他土壤因子指標則用(3)式。

首先對所選指標進行無量綱化處理，

Q(Xi)=(Xij-Ximin)/(Ximax-Ximin)

(3)

Q(Xi)=1- (Ximin-Xij)/(Ximax-Ximin)

(4)

式中：Q(Xi)為第i項土壤質量評價指標的隸屬度值；Xij為各土壤質量評價指標測定值；Ximax和Ximin分別為第i項土壤質量評價指標測定值中的最大值和最小值。

各個土壤質量指標的重要性不同，用權重系數來表示各指標的重要性程度。運用主成分分析法，分別計算各土壤質量指標的主成分負荷量、特征值、方差貢獻率和累計方差貢獻率，進而計算各土壤質量指標在土壤質量評價中的權重(Wi)[28]：

(5)

式中：Component capacityi是第i項土壤質量因子的因子負荷量；n為敏感性評價指標的個數。

對土壤質量指標值進行加乘合成，計算不同恢復措施草地土壤質量綜合指數(SQI)：

(6)

式中：n為敏感性評價指標的個數；m為所選主成分個數；k為第j個主成分的方差貢獻率。

2 結果與分析

2.1 不同恢復措施土壤粒徑分布和分形維數

土壤粒徑分布是土壤物理基本特征之一，通過定量描述土壤粒徑，可以研究土壤的形成和結構。分形維數(D)是判別土壤質地的重要指標，一般來說土壤分形維數越大，土壤抗侵蝕能力越強[29]。由表2可知，試驗區土壤粒徑分布以粉粒為主，黏粒最低。各處理下，0～40 cm土壤黏粒以水平溝措施黏粒含量最高，其他3個處理間無顯著差異；土壤粉粒以放牧草地最高，魚鱗坑最低；土壤砂粒含量以魚鱗坑最高。除水平溝和魚鱗坑措施下土壤黏粒含量分別以0～10 cm、10～20 cm較低外，其他處理下土壤粒徑分布垂直變化不顯著(P>0.05)。0～40 cm土層土壤顆粒體積分形維數依次為水平溝>封育>魚鱗坑>放牧。

表2 不同恢復措施下土壤粒徑分布及其分形維數特征Table 2 Characteristics of soil particle size distribution and fractal dimension under different restoration measures

注：數據均以平均值±標準誤表示；同列不同大寫字母表示不同處理間差異顯著，同列不同小寫字母表示同一處理不同土層間差異顯著(P<0.05)。

Note: Data are expressed as mean±standard error; different capital letters in the same column indicate significant differences among different treatments, and different lowercase letters in the same column represent significant differences among different soil layers (P<0.05).

2.2 不同恢復措施對土壤容重、持水性和孔隙度的影響

土壤容重反映土體的結構、持水性和透氣性，與土壤質地、有機質含量以及管理方式密切相關[30]。由表3可以看出，0～40 cm土層放牧草地容重最高，為1.14 g·cm-3，土壤毛管持水量、飽和含水量、田間持水量以及總孔隙度放牧草地最低，其他3個處理間無顯著差異；各處理下土壤非毛管孔隙度和毛管孔隙度無顯著差異(P>0.05)。除封育草地毛管持水量、飽和含水量、田間持水量和總孔隙度在30～40 cm土層較低外，其他處理下土壤容重、持水性和孔隙度垂直變化差異不顯著(P>0.05)。

2.3 不同恢復措施對土壤養分含量的影響

不同處理下土壤養分含量變化各異(圖1)。0～40 cm土層土壤有機質、全氮和堿解氮含量為封育>放牧>魚鱗坑>水平溝，全磷含量變化為放牧≈封育>魚鱗坑>水平溝，速效鉀含量變化為放牧>封育>水平溝>魚鱗坑(P<0.05)。垂直變化方面，除魚鱗坑堿解氮在10～20 cm土層較高、水平溝全氮在10～20 cm較高外，其他處理下0～40 cm土壤有機質、全氮、堿解氮、全磷、速效鉀含量總體隨土層加深而下降(P<0.05)。

表3 不同恢復措施草地對土壤容重、持水性和孔隙度的影響Table 3 Effects of different restoration measures on soil bulk density, water holding capacity and porosity

注：數據均以平均值±標準誤表示；同行不同大寫字母表示處理間差異顯著，同列不同小寫字母表示同一處理不同土層差異顯著(P<0.05)。

Note: Data are expressed as mean±standard error; different capital letters in the same row represent significant differences among treatments, and different lowercase letters in the same column represent significant differences among different soil layers (P<0.05).

圖1 不同恢復措施下土壤有機質、全氮、堿解氮、全磷和速效鉀含量Fig.1 The content of soil organic matter, total nitrogen, alkaline nitrogen, total phosphorus and available potassium under different restoration measures 不同大寫字母表示不同處理間0～40 cm土層差異顯著，不同小寫字母表示同一處理不同土層差異顯著(P<0.05)。Different capital letters indicate significant differences in 0-40 cm soil among different treatments, and different lowercase letters indicate significant differences in the same treatment with different soil layers (P<0.05).

2.4 土壤質量的綜合評價

2.4.1評價指標隸屬度值和權重的確定 應用主成分分析法，對土壤理化指標進行無量綱化處理，得到不同恢復措施下土壤質量指標的隸屬度值(表4)。對各評價指標進行降維，確定主成分，其2個主成分特征值均>1，計算不同主成分土壤指標權重(Wi)[1,28]，如表5所示。從特征值和方差貢獻率得出，各主成分評價指標的影響大小為主成分1>主成分2。一般認為，因子的負荷量越大，其在對應主成分中的權重也越大[11]，土壤容重、田間持水量、毛管孔隙度、總孔隙度和速效鉀含量指標為土壤質量的驅動因子。

2.4.2不同恢復措施下土壤質量評價 不同處理下土壤理化性狀變化不盡相同，體現了土壤因子變化的復雜性。為了更加直觀、綜合反映不同處理對土壤理化性狀影響的綜合效果。根據土壤指標隸屬度值(表4)及權重值(表5)，依據(6)式計算不同恢復措施下土壤質量綜合指數，結果表明(圖2)，放牧、封育、水平溝和魚鱗坑措施土壤質量綜合指數為0.337、0.719、0.348和0.281?？梢娤鄬τ趯φ?放牧草地)，封育更有利于草地土壤理化性質的改善，水平溝措施作用效果不明顯，而魚鱗坑措施土壤質量低于放牧草地。

表4 不同恢復措施下土壤質量因子及其隸屬度Table 4 Soil quality factors and their degree of membership under different restoration measures

A：土壤質量因子數值Value of the soil quality factors; B：土壤質量因子隸屬度值Membership function value of the soil quality factors.

表5 主成分貢獻率與土壤指標權重Table 5 Values of component capacity and weights of the soil indexes

3 討論

土壤顆粒組成、容重、持水性和孔隙度是表征土壤水分及物理性質的重要指標，決定著土壤中水、氣、熱和生物狀況，封育是草地的自我修復、維持生態平衡和實現草地恢復的主要措施[31]。目前關于封育對草地恢復過程中群落結構、植被物種組成以及土壤理化性狀的研究已有大量報道[32-34]。普遍得出，封育能增加地上生物量，對土壤理化性狀的改善具有積極作用，也有報道發現，長期封育凋落物的積累造成生物多樣性的減少[35]。草地地上植被與土壤相互作用形成統一的整體。本研究結果表明，不同恢復措施下，土壤理化性質差異顯著。水平溝土壤顆粒組成分形維數增加明顯，封育草地次之，可見水平溝對土壤顆粒有明顯的攔截作用，能增加土壤中黏粒含量比例，起到蓄水保土的作用[18,36]。放牧草地家畜采食降低草地植物群落的高度和葉片面積，植物對降水的截留減小，徑流增加，草地土壤抗蝕性減弱；魚鱗坑也有攔蓄截流的作用，其效果不如封育草地顯著，可能與地上植被的蓋度有關[37]。

圖2 不同恢復措施下土壤質量綜合指數Fig.2 Comprehensive index of soil quality under different restoration measures

前人研究發現隨著封育年限的增加，草地枯落物量和厚度呈遞增趨勢，枯落物的返還使得土壤容重減小[35]。本研究中，相比放牧草地，封育、水平溝和魚鱗坑恢復措施土壤容重均降低，持水性和總孔隙度增加，說明封育排除家畜采食和蹄踐作用，草地自然更新增加地上生物量和枯枝落葉的積累，促進了植物根系生長，改善土壤物理特性[38-39]。草地干擾因素的減小有利于草地的自我修復[40]。有研究表明，封育時間的延長能增加土壤有機質、全氮及堿解氮含量，但對全磷含量影響較小[41]。本研究中，封育能顯著的增加土壤有機質、全氮、堿解氮含量，與前人的研究并不完全一致[42]。但與王玉紅等[16]研究發現草地土壤干擾越小，越有利于土壤養分的增加結果較為一致。放牧草地雖然有機質、全氮和堿解氮含量低于封育草地，但高于水平溝和魚鱗坑，而且全磷含量與封育草地接近，速效鉀含量顯著高于封育草地，這與家畜采食促進了土壤養分的轉化[43]、排泄物的返還增加了土壤養分[44]有關。土壤肥力的增加主要來源于動植物殘體和根系分泌物，在適宜水熱狀況下，經過微生物的分解作用重新返還土壤，因此土壤養分在土壤中的分布呈“具表效應”[45-46]，但本研究中，由于水平溝和魚鱗坑整地使土層結構發生了改變，土壤養分垂直變異性下降。

土壤質量是土壤各因子的綜合體現，土壤質量評價以土壤功能為基礎，能體現自然因素和人類活動對土壤的綜合影響[47]。在土壤質量定量評價方法中，以主成分的方法應用最為廣泛[48]。土壤質量的變化受凋落物和人類干擾的影響，本研究中封育草地的土壤質量得分最高，主要與地上植物枝、葉的返還量有關。水平溝和魚鱗坑整地破壞地上原有植被，植物生長對土壤養分的需求增加，此外植被枯落物的返還量小，呈現“供”“還”關系的不平衡，致使水平溝和魚鱗坑處理土壤質量評價得分低于封育草地。這與前人研究發現人工造林生態恢復和植被自然恢復對土壤質量的影響結論相似[10]。

水平溝和魚鱗坑整地是寧夏黃土丘陵區乃至周邊地區在典型草原采取的較為普遍生態恢復工程措施，這是因為他們能夠攔蓄坡地徑流、減少水土流失。土壤質量評價結果表明封育措施最優，這說明在黃土丘陵區草地恢復過程中，應當全面考慮，合理實施封育、水平溝和魚鱗坑措施。本研究基于生產實踐，對寧夏黃土丘陵區恢復時間較長的水平溝、魚鱗坑措施下的土壤理化性狀和土壤質量進行了進一步深入研究，對當地退化草地生態建設具有重要意義，但由于客觀原因，土壤微生物及酶活性等生物學性狀沒能測定，還需要今后進一步研究。

4 結論

1)在寧夏黃土丘陵區典型草原，水平溝整地可增加土壤黏粒比例，魚鱗坑整地可增加砂粒比例。土壤粒徑分形維數以水平溝最高、封育草地次之、放牧草地最低。

2)封育、水平溝和魚鱗坑措施均可減小土壤容重，增加土壤的持水性，提高總孔隙度，但對土壤毛管和非毛管孔隙影響較小。各處理下土壤物理性狀垂直變異不顯著。

3)土壤有機質、全氮、堿解氮和全磷含量整體以封育草地較高，魚鱗坑和水平溝較低；速效鉀含量以放牧草地最高，封育草地次之，魚鱗坑最低。土壤養分分布呈明顯的表聚性。

4)土壤質量綜合指數呈封育>水平溝>放牧草地 >魚鱗坑。相對而言，封育改善草地土壤質量最明顯。