不同林草復合配置對長柄扁桃林地土壤養分和酶活性的影響

黃 優, 王進鑫, 馮樹林, 呂國利, 劉瀟陽, 狄 龍, 王懷彪, 王玉寶

(1.西北農林科技大學 水土保持研究所, 陜西 楊凌 712100; 2.西北農林科技大學 資源環境學院,陜西 楊陵 712100; 3.榆林市林業產業開發辦公室, 陜西 榆林719000； 4.榆林市榆陽區林業工作站, 陜西 榆林 719000)

榆林沙區位于毛烏素沙地南緣，是我國北方的自然生態屏障。榆林市榆陽區沙地礦產資源豐富，近年來大規模開發利用使當地經濟迅速發展，但開發的同時使許多采礦區出現地面塌陷、土壤養分下降等問題[1]，生態破壞日益嚴重，經濟發展與環境資源之間的矛盾日趨突出，生態恢復迫在眉睫[2;3]。近年來，有關學者對礦區治理優良樹種選擇及其空間配置的研究表明榆林礦區喬木層由單一樹種楊樹變成以樟子松為優勢種的群落，灌木層長柄扁桃、沙地柏的優勢得到明顯體現，改善了植被結構和土壤養分狀況。

目前長柄扁桃的研究主要集中在其生物學特性[4]、引種栽培[5]、生態經濟價值[6]等方面，關于長柄扁桃與其他植物復合配置的種間關系還未見相關報道。長柄扁桃(Amygdaluspedunculata)作為毛烏素沙區優良固沙植物且適宜沙地栽培的木本油料植物[7]，其自身價值決定了其在發展生物質能源和保護榆林沙區脆弱生態環境方面上的應用前景[8]。目前榆林地區已發展長柄扁桃林約6.67×104hm2，然而由于沙地土壤養分貧瘠，造成人工林生長十分緩慢。已有研究表明不同植被種植模式對土壤的質量和土壤理化性質的影響不同[9-10]，不同林草間作模式在一定程度上有利于提高土壤養分含量和營養水平[11-12]，通過合理配置植被恢復模式對土壤養分積累和酶活性的促進都有明顯改善作用[13-14]。為了充分利用物種間的互利共生作用，改善長柄扁桃林地養分狀況，我們早期開展了長柄扁桃與當地主要適生草種種間關系的研究，通過室內研究發現，苜蓿、沙打旺等豆科牧草可促進長柄扁桃種子萌發和幼苗生長，適合與長柄扁桃進行搭配形成林草復合系統[15]，但未進一步對其田間試驗效果進行研究。因此，研究礦區不同林草復合配置對長柄扁桃林地土壤養分與酶活性的影響具有重要意義。本研究選擇榆林市鄉土樹種長柄扁桃為目的樹種，于2013年進行長柄扁桃不同林草復合配置模式的設計與種植，在2018年進行土壤養分與土壤酶活性的調查分析，對比不同復合配置模式對長柄扁桃土壤養分和酶活性的影響，篩選出對土壤改良效果較好的種植模式，為榆林煤礦塌陷區的植被恢復與生態建設提供理論依據。

1 研究區概況

研究區位于榆林市煤炭礦區，該地區礦藏資源豐富，煤炭儲量2.71×1011t，占全國的1/3[16]，采空區達2 925.64 km2，塌陷面積361.93 km2；經度109°6′E，緯度38°20′N，平均海拔1 154 m，屬毛烏素沙地南緣風沙草灘區，地勢平緩，大多為波狀起伏的固定、半固定沙地，土壤為風沙土，其表層疏松，沙地降雨可快速滲入地下形成地下水，水質好可作為優質灌溉水，有利于發展沙區經濟林產業。該地屬于溫帶半干旱大陸性邊緣季風氣候，氣候干燥，日照充足。年平均氣溫8.3 ℃，年均降水量365.7 mm，主要集中在7—9月，年均蒸發量為1 508～2 502 mm，無霜期156 d，干濕交替明顯。該區主要優勢植被有樟子松(Pinussylvestris)、沙柳(Salixcheilophila)、沙蒿(Artemisiadesertorum)、檸條(Caraganakorshinskii)、沙竹(Psammochloavillosa)、紫穗槐(Amorphafruticosa)等。

2 材料與方法

2.1 樣地設置

在榆林補浪河鄉魏家峁村長柄扁桃基地布設6種長柄扁桃與草本的配置模式：沙打旺(Astragalusadsurgens)+長柄扁桃(SC)、草木樨(Melilotussuaveolens)+長柄扁桃(CC)、苜蓿(Medicagosativa)+長柄扁桃(MC)、紅豆草(Onobrychisviciifolia)+長柄扁桃(HC)、小冠花(Coronillavaria)+長柄扁桃(XC)、長柄扁桃純林(CK)作空白對照。其中長柄扁桃林齡為5 a，平均株高149.96 cm，平均冠幅154.77 cm×153.97 cm，株行距2.0 m×3.0 m，草種沙打旺、草木樨、苜蓿、紅豆草、小冠花采用條播法，在長柄扁桃(2.0 m×3.0 m)行間進行播種，即果園行間生草，生草帶邊緣遠離樹干約1.0 m。春季條播，行距20～25 cm，播深2～3 cm，播后鎮壓，草帶寬1.0 m，采樣時草種覆蓋度達65%～97%，高度為30～123 cm。

2.2 樣品采集和處理

于2018年9月份進行土壤取樣，土樣采集方法按照多點混合采樣法，每個樣品由S形6點樣混合而成，在長柄扁桃行間草帶處取樣，深度為0—20 cm，20—40 cm和40—60 cm，同時設置純林為空白對照組，每種配置模式的土壤樣品按四分法留取500 g后，去除植物根系、碎石、動植物殘體等雜物裝入塑封袋帶回實驗室，過篩后儲存備用。

2.3 指標測定方法

2.3.1 土壤養分指標測定 有機質(OM)采用重鉻酸鉀容量法；全氮(TN)采用凱氏定氮法；堿解氮(AN)采用堿解擴散法；速效鉀(AK)采用醋酸銨浸提火焰光度法；速效磷(AP)采用碳酸氫鈉浸提鉬銻抗比色法。每個處理測定3個重復，每個重復測定3次，結果取其平均值[17]。

2.3.2 土壤酶活性測定 蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定，脲酶活性采用苯酚—次氯酸鈉比色法測定，堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二納比色法測定。每個處理測定3個平行樣本，每個樣本測定3次，結果取其平均值[18]。

2.4 統計分析

采用Excel和SPSS 20.0軟件對試驗數據進行處理和統計分析，Origin 9.0進行作圖。用one-way ANOVE和LSD法進行方差分析和多重比較，不同字母表示顯著性差異，用Pearson進行不同指標相關性分析。

3 結果與分析

3.1 不同復合配置模式的土壤養分特征

土壤養分可以反映土壤性能的優劣，它既影響植物生長，又被植物生長反作用從而影響土壤質量狀況[19]。林草復合種植后，土壤有機質、全氮、堿解氮、速效磷、速效鉀均有明顯增加。土壤有機質主要來源于動植物殘體、根系作用和生物作用等。從表1可以看出，不同土壤層有機質隨著土層深度的增加，有機質含量明顯增加，均呈現一定的表聚性特征。與對照相比，SC，CC，MC，HC，XC處理的0—20 cm土層土壤有機質含量分別增加了230.23%，208.82%，358.20%，104.82%和166.67%，均與對照達到顯著水平(p<0.05)；在20—40 cm土層，各配置模式與對照相比，有機質含量分別增加了157.06%，210.22%，310.22%，129.44%和85.40%；40—60 cm土層，增幅分別為136.41%，349.49%，406.67%，102.31%和123.33%；與表層相似，20—40 cm和40—60 cm土層土壤有機質含量各配置模式均較對照顯著增加(p<0.05)。

表1 不同林草復合配置長柄扁桃土壤有機質含量g/kg

模式不同土層深度土壤有機質含量0—20 cm20—40 cm40—60 cmSC7.99±0.53b3.52±0.64c1.54±0.30bCC7.47±0.53b4.25±0.13b2.92±0.55aMC11.09±0.76a5.62±0.62a3.29±0.44aHC4.96±1.42d3.14±1.12cd1.32±0.12bcXC6.45±0.39c2.54±1.06d1.45±0.69bcCK2.42±0.39e1.37±0.37e0.65±0.23d

注：SC:沙打旺+長柄扁桃； CC:草木樨+長柄扁桃； MC:苜蓿+長柄扁桃； HC:紅豆草+長柄扁桃； XC:小冠花+長柄扁桃； CK:長柄扁桃對照。不同字母表示同一土層中不同植被恢復模式間差異顯著(p<0.05)。下同。

全氮含量是衡量土壤氮素儲備供應能力的指標，氮含量越高表明土壤供氮能力越強[20]。從圖1可以看出，復合配置模式土壤全氮含量平均波動范圍在0.13～0.90 g/kg，屬于中等水平。除表層是CC全氮含量最高外，20—40 cm和40—60 cm土層土壤全氮含量均表現為：SC>CC>MC>HC>XC>CK，且SC，CC，MC均較對照顯著增加(p<0.05)，20—40 cm土層分別增加了78.89%，68.89%和60.00%，40—60 cm土層增加幅度分別為75.76%，57.58%和48.48%。堿解氮含量高低反映了土壤中近期氮素供給水平，以及植物生長可利用氮素的高低。5種復合配置模式和長柄扁桃單獨種植土壤堿解氮含量都表現出明顯的層次性，不同土層堿解氮含量變化趨勢也一致，均表現為：MC>SC>CC>HC>XC>CK。增幅分別為MC 40.43%～127.54%，CC 26.91%～77.45%，SC 38.83%～114.84%，HC 12.08%～85.16%，XC 4.73%～64.91%，除XC外，其他草種與長柄扁桃復合配置均達到顯著水平(p<0.05)。土壤速效磷反映土壤供磷能力。從不同土層土壤速效磷含量對比來看，0—20 cm土層土壤速效磷含量明顯高于20—40 cm和40—60 cm，層次差異明顯。不同復合配置模式對土壤速效磷含量的增加十分有限，與趙燕娜等[21]對榆林沙區灌木固沙林土壤速效磷性質測定結果一致。與對照相比，只有MC增加1.29%(0—20 cm)，22.32%(40—60 cm)，但增加效果不顯著(p>0.05)，20—40 cm SC，CC，MC均顯著增加，增幅分別為25.33%，23.33%，45.86%。其他草本與長柄扁桃復合配置土壤速效磷含量較對照均有所降低，說明草本植物的生長對于土壤速效磷含量的增加十分有限。速效鉀能夠被植物直接吸收利用的鉀素，可以判斷土壤中鉀素的實際供應狀態。6種配置模式不同土層速效鉀含量對比表明，隨著土壤深度增加，速效鉀含量隨之降低，表層土壤速效鉀含量最高，但20—40 cm和40—60 cm土層速效鉀含量下降不明顯。在0—20 cm土層土壤速效鉀含量較對照分別增加了47.24%，25.84%，34.10%，11.55%，1.11%；在20—40 cm土層，各配置模式與對照相比，速效鉀含量分別增加了74.92%，29.40%，54.41%，24.05%，22.25%；40—60 cm土層，增幅分別為75.74%，44.18%，78.99%，45.24%，31.55%；各種配置模式土壤速效鉀均較對照顯著增加，說明植物對土壤速效鉀的含量具有一定的改善作用。

圖1 不同林草復合配置模式長柄扁桃土壤氮磷鉀含量變化

注：SC為沙打旺+長柄扁桃，CC為草木樨+長柄扁桃，MC為苜蓿+長柄扁桃，HC為紅豆草+長柄扁桃，XC為小冠花+長柄扁桃，CK為長柄扁桃對照；同組不同小寫字母為p<0.05水平下差異顯著。下同。

3.2 不同復合配置模式土壤酶活性特征

不同復合配置模式長柄扁桃土壤酶活性方差分析結果如圖2所示。除XC外，其余復合配置模式土壤蔗糖酶活性均有所增加，大小順序依次為：MC>SC>CC>HC>對照>XC，分別較對照增加了111.21%，75.76%，34.82%，5.30%和-6.11%，MC和SC達到顯著水平(p<0.05)；在0—20 cm土層，SC、MC模式土壤蔗糖酶活性最高，XC模式活性最低，其他模式間土壤蔗糖酶活性無顯著差異(p>0.05)；與對照相比，20—40 cm土層中不同復合配置模式長柄扁桃土壤蔗糖酶活性增幅為83.33%～485.09%，均達到顯著水平(p<0.05)，40—60 cm土層增幅較小，為10.49%～240.78%，MC，SC和CC達到顯著水平(p<0.05)。在不同復合配置模式中，0—20 cm和40—60 cm土層的土壤過氧化氫酶與對照相比沒有顯著差異(p>0.05)，20—40 cm土層雖然差異顯著但均低于對照，這說明本研究中林草配置模式對過氧化氫酶活性影響不大。與過氧化氫酶類似，不同復合配置模式長柄扁桃土壤脲酶活性均無顯著差異(p>0.05)，且普遍低于對照，林草復合未增加長柄扁桃土壤過氧化氫酶和脲酶活性。

除HC模式外，其余復合配置模式土壤堿性磷酸酶活性均有所增加，大小順序為MC>SC>CC>XC>CK>HC，分別較對照增加了44.06%，40.62%，17.71%，3.13%和-9.18%，MC和SC達到顯著水平；不同復合配置模式堿性磷酸酶活性的方差分析表明，0—20 cm土層，除HC模式外，與對照均無顯著差異(p>0.05)，40—60 cm土層堿性磷酸酶較對照增加19.17%～204.98%，且不同復合配置模式均達到顯著水平(p<0.05)。

圖2 不同林草復合配置模式長柄扁桃土壤酶活性特征

3.3 土壤養分與土壤酶活性的相關性分析

土壤養分含量的高低制約著土壤酶活性的高低，土壤酶活性的反饋作用又會使土壤養分含量發生變化，二者之間相互作用，密不可分[22-23]。為了揭示不同復合配置模式長柄扁桃土壤的變化，對土壤酶活性和養分進行了相關性分析，結果詳見表2，蔗糖酶除過在0—20 cm，20—40 cm土層與速效鉀含量不顯著相關(p>0.05)外，與其余養分含量在不同土層間均顯著正相關(p<0.05)；過氧化氫酶酶只有在20—40 cm土層與速效磷含量呈顯著正相關(p<0.05)；脲酶在40—60 cm土層與土壤有機質、堿解氮、速效鉀含量呈及顯著負相關(p<0.01)；堿性磷酸酶與土壤養分普遍具有顯著正相關(p<0.05)。整個土層中蔗糖酶除和速效鉀外與其它養分指標均呈極顯著正相關(p<0.01)，過氧化氫酶、堿性磷酸酶與土壤養分指標均達到極顯著正相關(p<0.01)，而脲酶只與速效磷有顯著正相關(p<0.05)。由此說明土壤中各種酶和養分含量之間相互作用共同影響長柄扁桃林地土壤狀況。可見，在長柄扁桃林下中種植不同草本，將增強土壤酶活性，從而促進土壤養分的積累。

4 討論與結論

4.1 討 論

各種養分含量在剖面上都具有明顯的層次差異性，表層0—20 cm土層養分含量最高，向下逐漸降低，不同土層間差異顯著。表明土壤養分不僅受植物根系的影響，而且更易受枯枝落葉、氣候等其他外界環境影響，同時又反映了植被對土壤養分的表聚效應。在0—60 cm土層中，不同草本與長柄扁桃復合種植有機質含量比對照均顯著增加，表現為：MC>CC>SC>XC>HC>CK，分別比對照增加了4.50，3.30，2.94，2.35，2.12倍；全氮、堿解氮、速效磷、速效鉀與有機質變化趨勢相似，MC，CC，SC增加較為明顯，XC和HC增加較少；具體而言，全氮增加幅度為1.29～2.79倍，堿解氮是對照的1.18～1.79倍，速效磷達到1.33～2.23倍，速效鉀為1.15～1.62倍。可以看出，不同草本與長柄扁桃復合配置模式對土壤養分狀況改善作用不同，但均高于對照。土壤養分含量高低受多種因素影響，但可歸納為兩方面：一方面是輸入，即進入土壤的養分，主要包括植物凋落物、地下根系分泌和微生物腐解作用等使土壤酶活性和有機質含量增加，提高土壤肥力；另一方面是輸出，即通過淋溶作用等將部分土壤養分帶走。植物腐殖質分泌的胡敏酸類物質能促進植物生長發育，同時通過絡合作用有助于修復污染土壤[17]。單純種植一種植物容易造成沙地裸露，有機質含量偏低。對照土壤養分含量較低，可能是由于只有長柄扁桃單一植物，沒有草本對下層土壤進行覆蓋遮蔽，導致降雨對土壤養分的淋溶更高，更不利于土壤養分積累。林下植物能夠促進營養元素在土壤表層富集，且草本植物能夠通過減少地表徑流量來降低磷、鉀元素的流失。各種配置模式中全氮、堿解氮含量的大小順序不同，說明土壤含氮量高的土壤中真正能被植物吸收利用的氮元素不一定高，但幾種配置模式氮素含量均高于對照，可能是由于種植豆科牧草的固氮作用，同時促進土壤有機質的累積[24]。

表2 土壤養分含量與土壤酶活性相關性分析

注：**在0.01水平(雙側)上顯著相關；*在0.05水平(雙側)上顯著相關。

土壤養分和酶活性是林草復合系統的重要組成部分，直接影響林木生長，參與或促進土壤中一系列復雜的生理生化反應，可以客觀地反映土壤肥力狀況。土壤蔗糖酶、脲酶、堿性磷酸酶和過氧化氫酶能很好地表征土壤碳、氮、磷的供應程度與土壤腐殖化程度及有機質的積累程度[25]。本研究中不同土層土壤酶活性差異顯著，均表現為0—20 cm最高。有研究表明紅壤丘陵區0—40 cm 土層的脲酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶活性隨土層深度的增加而逐漸下降[26]。土壤酶活性不僅與土壤理化性質有關，而且與植被類型、土壤微生物數量、種類、酶類本身的性質也密切相關，不同植被類型將產生不同的地被覆蓋物，其種類和數量對土壤酶活性的影響也不同[27]。本研究不同復合配置模式在不同土層的土壤酶活性對比發現，MC和SC模式蔗糖酶和堿性磷酸酶活性要高于其他模式，反映了其良好的氮素和磷素供應狀況以及較強的分解土壤中營養物質的能力，這與王風芹[28]等和翟輝[25]等研究結果較一致，原因可能是苜蓿、沙打旺等豆科植物其根部共生的根瘤菌可以更好地固定大氣中的氮素，進而改善該配置模式長柄扁桃土壤系統的物質組成及肥力水平。復合配置模式物種多樣性高于對照，增加了土壤微生物種類和數量，從而促進土壤酶活性的增加，故復合配置模式蔗糖酶和堿性磷酸酶活性高于對照。但過氧化氫酶是氧化還原酶，其活性變化不同于蔗糖酶、脲酶和堿性磷酸酶，在不同復合配置模式中不同于其他酶活性的穩定性，可能是由于參與土壤物質和能量的轉化過程，分解土壤中對植物有害的過氧化氫，而不同植被生長，促使土壤有機碳的積累增加，形成的還原條件土壤環境抑制了過氧化氫酶活性的增強。說明不同植物種類的選擇對土壤過氧化氫酶的活性影響不同，而對于過氧化氫酶活性的異常變化需要進一步研究。

土壤養分與酶活性之間存在一定的相關性。有研究表明[29]不同植被恢復方式對土壤酶改善作用不同，且土壤全氮與土壤酶活性呈顯著或極顯著相關，土壤脲酶和堿性磷酸酶活性與土壤養分之間呈顯著或極顯著相關關系，認為脲酶和堿性磷酸酶可以作為衡量土壤肥力水平的指標。整個土層中，脲酶只與速效磷含量呈正相關(p<0.05)，蔗糖酶與有機質、全氮、堿解氮和速效磷均呈顯著正相關(p<0.05)，過氧化氫酶和堿性磷酸酶與土壤養分指標呈極顯著正相關(p<0.01)。本研究結果與桑巴葉等[30]的研究結果一致，但與其他文獻結果不同，研究發現土壤中蔗糖酶、過氧化氫酶、堿性磷酸酶活性與土壤主要養分因子間均存在極顯著或顯著的正相關關系，這種結果差異的原因，還需在今后研究中進一步考證。

4.2 結 論

(1) 草本植物與長柄扁桃的復合種植模式間土壤養分含量與對照相比差異顯著。在0—60 cm土層中，不同草本與長柄扁桃復合種植土壤養分含量比對照均顯著增加，具體順序為：MC>CC>SC>XC>HC>CK，其中MC，CC和SC增加較為明顯，XC和HC增加較少。

(2) 不同林草復合配置間土壤酶活性差異顯著，SC，CC和MC這3種模式明顯優于其他模式，HC和XC模式不利于土壤酶活性提高。

(3) 土壤酶活性與養分間關系緊密，不同草種的土壤改良作用各異。該地區選用SC，CC和MC這3種林草配置模式對長柄扁桃林地土壤養分積累和酶活性的促進具有明顯改善作用。