青藏高原東緣半濕潤沙地典型生態恢復模式的效果比較研究

胡金嬌, 周青平, 呂一河, 胡 健,*, 陳有軍, 茍小林

1 西南民族大學青藏高原研究院, 成都 610041 2 中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室, 北京 100085 3 中國科學院大學,北京 100049

青藏高原被譽為“世界屋脊”、“地球第三極”和“亞洲水塔”,青藏高原生態屏障是“兩屏三帶”生態安全戰略格局中的重要組成部分[1- 2]。川西北高寒草地位于青藏高原東緣,是全國五大牧區之一,也是重要的水源涵養地[3- 4]。由于青藏高原草地生態系統的脆弱性和敏感性[5],受自然因素(氣候變化)、生物因素(鼠蟲害)、人為因素(過度放牧、草地開墾)長期的綜合影響[6- 7],該區域草地退化和沙化問題嚴重,導致生態環境惡化,畜牧業生產受到限制,這對中國乃至全球生態有著深遠的影響[3,8]。因此,探索青藏高原典型生態恢復模式的恢復效果及優化模式,對于區域生態安全屏障的構建至關重要。

近年來,有關青藏高原東緣沙化草地的研究從沙化成因[9]、沙化治理[10- 11]、沙化特征[12- 13]、沙地恢復[14- 15]等方面做了大量工作,同時沙地生態恢復問題也引起了四川省和國家的高度重視,經一些科研試驗和多項治沙示范工程(全國防沙治沙示范區建設工程、省級沙化治理試點工程以及沙化治理示范縣自籌資金沙化治理工程等)的開展,主要形成了4種典型的生態恢復模式,包括封育模式、沙障模式、植灌模式、種草模式[16]。有關青藏高原東緣川西北沙地生態恢復模式的效果評價研究多集中于單一生態恢復模式不同恢復年限對植物群落和土壤理化性質的影響[17- 18],對不同生態恢復模式的效果比較研究僅限于土壤單一養分、微生物生物量和酶活性的變化[19- 21],而將地上植物群落和土壤特征結合,評估典型生態恢復模式的恢復效果,以及生態恢復模式優化研究較少。

植被恢復是生態恢復最直接的效果體現,土壤養分的恢復是退化生態系統功能恢復的最重要的表現,因此,植物群落特征和土壤理化性質評價是生態恢復效果評價的重要內容[22],綜合地上植物群落和地下土壤特征能更為有效地反映生態恢復效果。研究表明,生態恢復增加了地上植被蓋度、生物量和群落多樣性指數[23- 24],使土壤含水量、有機質、全N、全P均呈不同程度的提高[25- 27]。本文以青藏高原東緣的川西北瓦切鄉典型沙地治理試驗區為研究區,以試驗區外的重度沙化草地為對照(CK),研究試驗區內圍欄封育(Fencing enclosure, FE)、布設高山柳沙障(Salixcupularissandy barrier, SCSB)、布設高山柳沙障+種草(Salixcupularissandy barrier plus planting grasses, SCSBPPG)三種典型生態恢復模式對沙化草地植物群落和土壤理化性質的影響,以期揭示典型生態恢復模式對草地群落和土壤理化性質的恢復效果,為今后青藏高原高寒沙化草地的生態恢復治理模式選擇及優化提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

試驗樣地位于四川省阿壩藏族羌族自治州紅原縣瓦切鄉境內,地處青藏高原東緣,地理坐標為33°10′N,102°37′E,平均海拔約3455 m。氣候屬大陸性高原寒溫帶季風氣候,春秋短促,長冬無夏。年均降水量約791 mm,降雨集中在5—10月,年均氣溫1.1℃,最冷月平均氣溫-10.3℃,最熱月平均氣溫10.9℃。土壤類型主要為高山草甸土、亞高山草甸土,有部分沼澤土及沼澤化草甸土[28],局部地區有沙化草甸、草地。植被以亞高山草甸為主,主要優勢種有沙生苔草(Carexpraeclara)、垂穗披堿草(Elymusnutans)、賴草(Leymussecalinus)、淡黃香青(Anaphalisflavescens)等。研究區為瓦切鄉沙化治理試驗區,該試驗區通過建立鐵絲圍欄進行封育,封育面積達120 hm2,自1982年開始結合義務植樹活動,特別是2008年以來在流動沙地上連續10年補栽補植、近20年連續管護,主要形成了以灌(高山柳(Salixcupularis)、沙棘(HippophaerhamnoidesL.))、草(燕麥(AvenasativaL.)、垂穗披堿草)為主的生態恢復模式。圍欄封育(FE)、布設高山柳沙障(SCSB)、布設高山柳沙障+種草(SCSBPPG)是該試驗區長期實施的三種典型生態恢復模式。

1.2 樣地設置

本研究于2018年8月在紅原縣瓦切鄉沙化草地治理試驗區設置樣地。參照GB19377—2003[29],以試驗區外的重度沙化草地為對照(CK),選擇試驗區內環境條件(地形、土壤、氣候)基本一致并且恢復時間相當的圍欄封育模式(FE)、布設高山柳沙障模式(SCSB)、布設高山柳沙障+種草模式(SCSBPPG)治理下的沙地為研究樣地(圖1)。圍欄封育模式是輕度沙化草地在圍欄禁牧方式下治理,無人工補播;布設高山柳沙障模式是重度沙化草地在圍欄禁牧方式下,帶狀扦插高山柳,無人工補播;布設高山柳沙障+種草模式是重度沙化草地在圍欄禁牧方式下,帶狀扦插高山柳,人工混播多年生牧草垂穗披堿草、中華羊茅(Festucasinensis)。在重度沙化草地(CK)和圍欄封育模式(FE)治理下的沙地內隨機選取3處代表性樣方作為重復;布設高山柳沙障模式(SCSB)和布設高山柳沙障+種草模式(SCSBPPG)治理下的沙地內分別設置5 m×5 m的大樣方,用于高山柳灌木調查,并在大樣方內于灌木間隨機設置3處具有代表性的草地群落樣方作為重復。各樣地內樣方面積大小為0.5 m×0.5 m,用于植物群落信息調查,對每一樣方草本的名稱、株數、高度和蓋度進行統計,灌木則測量高度和冠幅,詳細記錄各樣地環境概況和群落特征(表1)。

1.3 樣品采集與測定方法

植物地上生物量采用收獲法,在(0.5 m×0.5 m)樣方內齊地剪下地上植物,帶回實驗室,用烘箱105℃殺青30 min,75℃烘干至恒重即為草本群落地上生物量。在調查完植物群落特征的植物樣方內,去除土壤表層的枯枝落葉及腐殖質,隨機選擇三處取土,使用直徑為10 cm的土鉆分別采集0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤樣品,每層取3個重復,揀去石塊、雜物及根系等,裝入自封袋貼上標簽;另外用體積為100 cm3的環刀在對應樣點同土層層次取3個重復,用于測定土壤物理性質。將土壤樣品帶回實驗室,環刀內土樣立即測定土壤容重、質量含水量,密封袋內土樣風干后過1 mm篩,繼續保存于密封袋內,用于土壤pH、有機質、全N、全P、全K的測定。

圖1 沙地不同生態恢復模式 Fig.1 Sandy land under different ecological restoration measuresCK: 重度沙化草地Control; FE: 圍欄封育模式Fencing enclosure; SCSB: 布設高山柳沙障模式Salix cupularis sandy barrier; SCSBPPG: 布設高山柳沙障+種草模式Salix cupularis sandy barrier plus planting grasses

表1 不同沙地生態恢復模式的環境概況與群落特征

灌木冠幅取灌木東西和南北方向的平均值,Margalef豐富度指數、Shannon-Weiner多樣性指數、Pielou均勻度指數等指標參照數量生態學的計算公式計算[30]。土壤容重測定采用環刀法;土壤含水量的測定采用烘干法;土壤pH采用電位法;半微量凱氏法測定土壤全N含量;氫氧化鈉熔融-鉬銻抗比色法測定土壤全P量;土壤全K量測定采用氫氧化鈉熔融-火焰光度法[31]。

1.4 統計與分析

首先用Excel 2013對數據進行初步整理,然后采用SPSS 24.0軟件對實驗數據進行統計與分析。使用單因素方差分析檢驗不同典型生態恢復模式下各類群落特征指數的差異以及不同恢復模式下0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤理化性質的變化差異,并用Duncan法對不同典型生態恢復模式進行多重比較,統計圖形在0rigin 9.0中繪制,顯著性水平設置為0.05。

2 結果與分析

2.1 草地群落特征

不同生態恢復模式對沙化草地植物群落特征的影響如表2所示,典型生態恢復模式實施后,FE的草本植物群落恢復最明顯,其次是SCSBPPG,而SCSB變化不顯著。相較于CK,FE地上草本蓋度、生物量、Margalef豐富度指數、Shannon-Weiner多樣性指數分別顯著提高了90.33%、0.26 kg/m2、2.50、1.55(P<0.05),SCSBPPG的草本蓋度、生物量、Margalef豐富度指數、Shannon-Weiner多樣性指數顯著增加了75.00%、0.21 kg/m2、0.85、0.71(P<0.05),SCSB各植物群落指標與CK相比差異不顯著(P>0.05)。三種典型生態恢復模式對Pielou均勻度指數影響均不顯著(P>0.05)。

表2 沙地不同生態恢復模式的草本植物群落特征

2.2 土壤物理性質

圖2 不同生態恢復模式對土壤容重的影響 Fig.2 Effect of different ecological restoration measures on soil bulk density同一土層不同字母表示不同生態恢復模式間在0.05水平存在顯著性差異(P<0.05)

土壤容重是土壤的重要物理性質,受土壤孔隙度、土壤結構和持水率等多個土壤物理指標的影響[17]。三種生態恢復模式下沙地土壤容重的變化見圖2,結果表明沙化草地各土層土壤容重在1.25—1.77 g/cm3之間,與CK相比,三種生態恢復模式0—30 cm各土層土壤容重無顯著差異(P>0.05)。

土壤水分含量與植物的生長發育密切相關,土壤含水量的多少直接影響沙地的恢復效果。三種生態恢復模式各土層土壤含水量均呈現出SCSBPPG>FE>SCSB的變化規律,且SCSBPPG的0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤含水量分別比SCSB顯著高14.60%、14.33%、0.90%(P<0.05) (圖3)。與CK相比,SCSBPPG和FE均顯著增加了0—10 cm土層土壤含水量(P<0.05),增加量分別為12.64%、9.13%,增幅達244.90%、176.92%;而10—20 cm、20—30 cm土層土壤水分變化無顯著差異(P>0.05)。SCSB的0—30 cm各土層土壤含水量相較于CK無顯著變化(P>0.05)。

2.3 土壤化學性質

土壤pH是影響植物生長的重要因素,也是評價土壤恢復效果的重要指標。研究區域土壤pH值在5.74—6.21之間,與CK相比,FE和SCSBPPG均顯著降低了0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤pH(P<0.05),SCSB對0—30 cm各土層土壤pH無顯著影響(P>0.05) (圖4)。

圖3 不同生態恢復模式對土壤含水量的影響 Fig.3 Effect of different ecological restoration measures on soil moisture content同一土層不同字母表示不同生態恢復模式間在0.05水平存在顯著性差異(P<0.05)

圖4 不同生態恢復模式對土壤pH的影響 Fig.4 Effect of different ecological restoration measures on soil pH同一土層不同字母表示不同生態恢復模式間在0.05水平存在顯著性差異(P<0.05)

土壤有機質關系土壤肥力的高低,是植物營養的主要來源之一,對促進植物的生長發育具有重要意義。結果顯示三種生態恢復模式0—30 cm各土層土壤有機質含量從大到小順序為FE、SCSBPPG、SCSB,且FE和SCSBPPG同層土壤有機質含量均顯著高于SCSB(P<0.05) (表3)。與CK相比,0—10 cm土層中,FE、SCSBPPG土壤有機質含量顯著增加了186.38%、27.23%,SCSB顯著降低了41.91%(P<0.05);FE、SCSBPPG的10—20 cm土層土壤有機質分別顯著提高了243.62%、118.46%,SCSB顯著減少了30.87%(P<0.05);20—30 cm土層中,FE、SCSBPPG土壤有機質含量顯著增加了193.73%、43.87%,SCSB顯著降低了47.41%(P<0.05)。土壤全N的95%以及全P的40%—60%來源于有機質[32]。因此,有機質的積累有助于土壤N、P含量的增加。三種生態恢復模式下沙化草地0—30 cm各土層土壤全N、全P含量與有機質變化規律一致(表3)。相較于CK,FE的0—10 cm土層土壤全N、全P量分別顯著提高了85.37%、26.83%,SCSBPPG增加了4.88%、4.88%(P>0.05),SCSB顯著降低了36.59%、36.59%。10—20 cm土層中,FE土壤全N、全P量較CK顯著增加了93.94%、68.97%,SCSBPPG顯著提高了45.45%、41.38%,SCSB顯著降低了30.30%、31.03%(P<0.05)。FE的20—30 cm土層土壤全N、全P量較CK顯著增加了88.89%、10.53%,SCSBPPG的20—30 cm土層土壤全N較CK顯著增加了13.89%(P<0.05),全P量提高了2.63%(P>0.05)。SCSB的20—30 cm土層土壤較CK顯著降低了41.67%、52.63%(P<0.05)。三種生態恢復模式下土壤全K在0—30 cm各土層含量呈現出FE>SCSBPPG>SCSB的變化規律(表3)。FE表層土壤(0—10 cm)全K量較CK高3.91%,SCSB、SCSBPPG較CK顯著降低了19.29%、8.41%(P<0.05);FE顯著增加了10—20 cm土層土壤全K量,增幅達27.59%,SCSBPPG、SCSB對10—20 cm土層土壤全K量影響均不顯著,20—30 cm土層中,FE比CK顯著增加了8.72%,SCSBPPG較CK無顯著變化,SCSB顯著降低了8.87%(P<0.05)。

3 討論

3.1 生態恢復模式對植物群落的影響

地上植被的變化能直接反映沙地的生態恢復效果。本研究表明,圍欄封育和布設高山柳沙障+種草模式均顯著提高了沙化草地的群落蓋度、地上生物量、Margalef豐富度指數和Shannon-Weiner多樣性指數。此結果與其他青藏高原地區的研究結果一致[24,33],這可能是由于圍欄封育減輕了牛、羊等大型動物的啃食和踩踏,促進了地上植物的正常生長,改善了土壤環境。此外,圍欄對雨水的截流作用有利于地上植物群落的建成與恢復[34]。植被恢復使得植被蓋度和地上生物量增加,進而提高群落的豐富度指數和多樣性指數[35]。而布設高山柳沙障+種草模式中高山柳沙障能夠增加地表粗糙度,降低近地面風速,有助于固定風沙,減少風沙對地上植被的損害,且高山柳灌木的“肥島”效應,加快了地上植物群落的建成,有助于提高植被覆蓋度、地上生物量和物種多樣性[36-37]。另一方面,人工種草使地上植物種類增加,地表凋落物增多,進一步促進了沙地植物群落的重建,提高了群落多樣性指數,有利于地上生物量的積累[38]。布設高山柳沙障雖然減少了外源風沙的危害,但由于沒有人工種植新的草種,地上植物群落難以建成,因而未能明顯改善沙地地上植物群落覆蓋狀況。

表3 不同生態恢復模式對土壤化學性質的影響

3.2 生態恢復模式對土壤物理性質的影響

土壤容重和土壤含水量的變化是土壤質地和地上植被的綜合反映。本實驗結果顯示,三種生態恢復模式同土層土壤容重相較于對照無顯著差異,這與其他研究結果不同[17,39],布設高山柳沙障+種草模式0—30 cm各土層土壤含水量最高,其次是圍欄封育模式,布設高山柳沙障模式土壤含水量最低。土壤容重變化不明顯的原因可能是三種生態恢復模式下的植被恢復未能使土壤機械組成發生較大變化,且砂質土壤持水率低,保水、蓄水能力差,因而生態恢復未能明顯改變沙地土壤的容重,這與地上植被能加大土壤孔隙度,提高土壤含水量并不矛盾。布設高山柳沙障+種草模式和圍欄封育模式的實施提高了土壤的保水能力,一定程度上削弱了土壤水分的蒸發,這一點與史長光等[17]的研究相符。此外,由于高山柳灌叢冠幅大,具有良好的遮陽效果且對雨水具有截留作用,與植被蓋度高但無灌叢的圍欄封育模式相比,可以更為有效的減少水分的損失。有研究表明灌叢“肥島”效應能在水平方向上使土壤水分發生變化,導致土壤水分在灌叢內聚集,而灌叢外部水分降低[40],這也就是布設高山柳沙障恢復沙地灌叢間的土壤水分反而比重度沙地草地低的原因。另外,由于布設高山柳沙障恢復沙地的植物群落尚未建成,地表裸露,水分容易蒸發和流失。

3.3 生態恢復模式對土壤化學性質的影響

土壤理化性質決定著地上植被的生長與分布,地上植物群落又反作用于土壤,有利于土壤質量的改善[24,41]。土壤pH和土壤養分是評價土壤肥力的重要指標,土壤pH的高低和土壤養分含量的多少與地上植物的生長密切相關。本研究表明,與對照相比,圍欄封育和布設高山柳沙障+種草均顯著降低了0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土壤pH,增加了土壤有機質和全N、全P含量,這與其他研究結果相同[25- 26]。三種生態恢復模式0—30 cm各土層土壤有機質、全N、全P含量變化規律一致,均表現為圍欄封育模式>布設高山柳沙障+種草模式>布設高山柳沙障模式,與對照相比,圍欄封育和布設高山柳沙障+種草均提高了土壤有機質和全N、全P量,而布設高山柳沙障降低了以上指標含量。圍欄封育模式和布設高山柳沙障+種草模式土壤pH降低的原因可能是沙地地上生物量的增加,提高了凋落物的積累,從而改變了表層土壤酸堿性[41]。在無外源肥料添加的情況下,土壤有機質和全量養分均取決于植物有機物的投入,由于圍欄封育和布設高山柳沙障+種草模式使地表植被覆蓋度增加,地上生物量提高,凋落物積累加大,有利于土壤有機質的形成[41- 42]。而土壤有機質和全N、全P顯著相關,且有機質的增加提高了土壤微生物活性,因而也促進了全N、全P量的積累[17]。另一方面,圍欄封育模式減少了CO2和N2O的排放,有利于土壤C、N的儲存[43]。由于布設高山柳沙障+種草模式下沙地的植被蓋度低于圍欄封育模式,且高山柳灌木對有機質和全量養分的吸收利用,改變了土壤養分的水平變化[40],導致灌叢間土壤有機質含量和全N、全P含量均低于圍欄封育模式。而布設高山柳沙障模式因植物群落尚未建成,地表凋落物稀疏,加之高山柳灌木的迅速生長吸收了大量養分,因而較對照降低了灌叢間土壤有機質和N、P量,導致土壤有機質和全N、全P含量均低于其他兩種生態恢復模式,這與Deng等[44]造林會降低土壤全P含量的研究結果一致,何佳等[45]的研究也發現20—60 cm沙地高山柳土壤全P含量隨恢復年限增加而降低的現象。三種恢復模式的土壤全K量與其他養分變化規律一致,依然表現出圍欄封育模式最大,其次是布設高山柳沙障+種草,布設高山柳沙障最小。與對照相比,僅圍欄封育模式顯著增加了10—20 cm、20—30 cm土壤全K量,而其他兩種恢復模式無明顯變化。這可能是因為土壤全K來自于土壤母巖中的含鉀礦物,分布相對均勻,但圍欄封育模式治理下的沙地無高山柳灌木吸收利用鉀,導致該模式下的土壤全K含量高于其他兩種恢復模式。綜上所述,圍欄封育模式和布設高山柳沙障+種草有利于土壤養分的改善,但兩者生態恢復模式長期的效果比較研究有待進一步探討,此外,圍欄封育年限并非越長越好[24,39],布設高山柳沙障與種草相結合治沙模式的影響機制還需長期定位觀測來進一步解釋。

4 結論

本研究表明,(1)圍欄封育模式的地上草本蓋度、生物量、Margalef豐富度指數和Shannon-Weiner多樣性指數分別顯著提高了13.54倍、13倍、3.09倍和1.80倍,且布設高山柳沙障+種草模式的這些指標分別顯著提高了11.24倍、10.50倍、1.05倍和0.83倍,促進了沙地地上植物群落的恢復。(2)三種生態恢復模式對沙地土壤容重的影響不顯著,布設高山柳沙障+種草恢復模式最有利于提高土壤的保水能力,其次是圍欄封育恢復模式,而布設高山柳沙障模式因高山柳的“肥島”效應改變了土壤水分的空間分布,降低了灌叢間的土壤含水量。(3)圍欄封育和布設高山柳沙障+種草恢復模式均增加了土壤有機質和全N、全P量,且在土層10—20 cm增幅最大,圍欄封育模式的最大增幅分別為243.62%、93.94%、68.97%,布設高山柳沙障+種草恢復模式的最大增幅分別118.46%、45.45%、41.38%,圍欄封育的增加效果最好,布設高山柳沙障一定程度上降低了土壤有機質和全量養分含量。因此,圍欄封育模式是治理青藏高原東緣輕度沙化草地的有效手段,而中度和重度沙化草地的生態恢復通過布設植物沙障與種草相結合的方式更有利于青藏高原沙化草地的恢復,可為沙地的恢復治理和可持續管理提供依據。