陜北黃土區不同植被恢復模式植被與土壤耦合關系研究

濮陽雪華 ，王月玲 ，趙志杰 ，黃娟 ，楊宇

（1. 北京大學環境科學與工程學院，北京 100871；2. 深圳市鐵漢生態環境股份有限公司，深圳 518040）

陜北黃土區干旱少雨，降水集中，蒸發量大，生態環境脆弱，水土流失嚴重。隨著黃土高原退耕還林還草工程的實施，人工植被已成為該地區最主要的植被類型，植被覆蓋度明顯增加，水土流失有效緩解，土壤保持、固碳能力等生態系統服務功能得到顯著提升［1?2］。黃土高原退耕植被的演替在一定程度上改善了土壤理化性質，但由于植被種類、配置模式及栽植密度等方面的差異，影響著植被蒸騰耗水、根系更替分布、凋落物積累分解以及微生物種類活性等一系列生理生化過程，進而導致土壤水分含量及養分積累變化特征明顯不同［3?7］。國內學者針對黃土高原不同植被類型土壤水分和養分的大量研究結果表明，由于地上部分葉片數量和生物量的差異，導致相同條件下喬灌木的蒸騰作用遠高于農田和荒草地，使得農田和草地土壤含水量較高，灌叢次之，林地土壤含水量最低，其土壤干燥化程度及干層厚度均為最大［4，8?10］，但林地較好的微生態環境、較強的抗蝕性能和分解再利用能力，使其總體上呈現出更好的改土效果和更高的養分水平［3，11?13］。黃土高原生態恢復如果忽略自然環境本底特征，盲目進行植被恢復重建，可能引起土壤水分過耗和養分失調，甚至導致人工植被退化衰敗，嚴重影響生態系統的穩定性。因此，針對不同植被恢復模式植被與土壤耦合關系的綜合評價具有重要的現實意義。

植被和土壤作為一個有機整體，兩者相輔相成、相互作用、相互影響。土壤作為植被生長發育的載體，為其生長提供必需的水分和養分，在不同程度上影響著植被的生長發育和分布格局，進而影響植被群落的生產力及生態服務功能，而植被生長又可改善土壤結構、保持土壤肥力、利于涵養水源［14?15］。耦合度是定量評價系統或要素之間相互影響程度的重要指標，體現了相互作用程度的強弱，但并不能區分利弊［16］。耦合協調度則是以耦合度為基礎，通過加入表示總體發展水平的成分，能夠更加全面準確地反映兩個或多個子系統在整個系統中的功能與協同效應［17］。耦合協調度模型當前已被廣泛用于分析城市化、經濟、旅游與生態環境之間的內在關系［16，s18?19］。該模型也能夠將植被與土壤統一到同一系統進行研究，不同學者分別針對喀斯特峰叢洼地［17］、黃土高原溝谷地［20］、干旱沙區固沙林地［21］和黃土高原微地形［22］構建了植被土壤系統耦合協調度模型，更加全面準確地揭示了植被與土壤恢復過程的相互作用機制。同黃土高原不同植被類型土壤水分和養分的大量研究實踐相比，利用耦合協調度模型進行植被恢復評價的研究報道甚少。本研究以不同恢復模式的植被群落為研究對象，分析植被特征與土壤性狀的變化規律，揭示植被群落與土壤環境的動態耦合協調關系，以期為陜北黃土區退耕還林還草工程的高效實施與可持續發展提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

吳起縣位于陜西省延安市西北部（36°33′33″?37°24′27″N，107°38′57″?108°32′49″E），地貌類型為黃土高原丘陵溝壑區，海拔1233～1809 m，屬半干旱溫帶大陸性季風氣候，年平均氣溫7.8 ℃，年平均無霜期146 d，年平均降水量478.3 mm，年平均蒸發量891.2 mm。研究區位于吳起縣中部的吳起鎮流域，土壤類型主要為黃土母質發育而來的黃綿土，質地為輕壤。該流域自1998 年實施退耕還林還草工程以來，水土流失得到了有效控制，形成了以油松（Pinus tabuliformis）、側柏（Platycladus orientalis）、刺槐（Robinia pseudoacacia）、山杏（Armeniaca sibiri?ca）、小葉楊（Populus simonii）、沙棘（Hippophae rhamnoides）、檸條（Caragana korshinskii）等樹種為主的喬灌木人工林。本研究選取地形條件相似、種植年份相近的6 種植被恢復模式（12 種植被類型）作為研究對象，分別為針葉純林（油松純林、側柏純林）、闊葉純林（刺槐純林、山杏純林、小葉楊純林）、針闊混交林（山杏油松混交林、小葉楊油松混交林）、喬灌復層林（側柏沙棘復層林、山杏沙棘復層林）、灌木林（沙棘林、檸條林）和天然草地。每種植被類型設置3 個面積為20 m×20 m 的標準樣地，其中灌木樣方面積為5 m×5 m，草本樣方面積為1 m×1 m，樣地基本概況見表1。

表1 研究樣地基本概況Table 1 Information of the study area

1.2 植被調查與分析

植被群落調查于2020 年7?8 月進行，每種植被類型標準樣地即為1 個喬木樣方（20 m×20 m），然后在每個喬木樣方2 條對角線1/4 處設置4 個灌木樣方（5 m×5 m），同時在每個灌木樣方按同樣方法設置4 個草本樣方（1 m×1 m）。調查內容包括植被的種類、數量、高度、蓋度、郁閉度、胸徑、冠幅等，同時采集植物葉片用于測定營養元素含量。采用烘干稱量法測定草本生物量，采用模型法測算喬灌木生物量。植物葉片營養元素含量測定指標包括全氮、全磷和全鉀，測定方法參照土壤農化分析（第三版）［23］進行，具體方法為：采用凱氏定氮法測定全氮含量；采用H2SO4?H2O2消煮?鉬銻抗比色法測定全磷含量；采用H2SO4?H2O2消煮?火焰光度法測定全鉀含量。植被群落生物多樣性測算指標包括物種豐富度、Shannon?Wiener 指數、Pielou 指數和Simpson 指數，計算方法參照文獻［24］進行。

1.3 土壤采集與分析

土壤樣品采集于2020 年7?8 月，每次采集時確保前3 d 無有效降水。土壤容重分析樣品在每種植被類型標準樣地中挖掘土壤剖面，采用環刀法每間隔20 cm 取0～100 cm 土層的原狀土，烘干后用于測定土壤容重。土壤含水量分析樣品在每種植被類型標準樣地中心位置采用人工土鉆法每間隔20 cm 采集0～800 cm 土層的土壤樣品，采用烘干法測定土壤含水量。土壤養分分析樣品在每種植被類型標準樣地中按照S 型路線采用人工土鉆法每間隔20 cm 采集0～100 cm 土層的土壤樣品，每個土樣采集約500 g，置于通風處自然風干，研磨、過篩后備用。土壤養分測定指標包括pH 值、有機質、全氮、堿解氮、有效磷和速效鉀，測定方法參照土壤農化分析（第三版）［23］進行，具體方法為：采用酸度計法測定pH 值；采用重鉻酸鉀容量法?外加熱法測定有機質含量；采用半微量凱氏定氮法測定全氮含量；采用堿解擴散法測定堿解氮含量；采用碳酸氫鈉浸提?分光光度法測定有效磷含量；采用乙酸銨浸提?火焰光度法測定速效鉀含量。

1.4 耦合關系分析

1.4.1 指標體系構建及權重計算 在遵循科學性、代表性、綜合性、可操作性、簡練性等評價指標體系選取構建原則的基礎上，借鑒前人研究成果［17，20?22］，依據植被與土壤之間的內在關系，構建陜北黃土區不同植被恢復模式植被與土壤耦合關系評價指標體系，其中植被群落準則層包括生長特性、養分效應和物種多樣性，表征指標包括郁閉度、生物量、全氮、全磷、全鉀、物種豐富度、Shannon?Wiener 指數、Pielou 指數和Simpson 指數；土壤環境準則層包括物理性狀和養分水平，表征指標包括容重、含水量、pH 值、有機質、全氮、堿解氮、有效磷和速效鉀（表2）。同時，采用主客觀相結合的方法，即采用層次分析法和熵權法分別計算各評價指標的權重，然后利用最小信息熵原理將兩者權重相結合，最終確定各評價指標的綜合權重值。

表2 植被與土壤耦合關系評價指標體系及權重值Table 2 Evaluation index system and weight value of coupling relationship between vegetation and soil

1.4.2 綜合評價函數構建 在對各評價指標實測值進行無量綱化處理的基礎上，以x1、x2……xm表示植被群落的m個指標，以y1、y2……yn表示土壤環境的n個指標，構建不同植被恢復模式植被群落綜合評價函數及土壤環境綜合評價函數，綜合評價指數越高，表示植被群落或土壤環境發展水平越好，反之則越差，其計算公式如下：

式中：P（x）為植被群落綜合評價函數；xi為第i個植被指標的無量綱值；pi為第i個植被指標的綜合權重值；S（y）為土壤環境綜合評價函數；yj為第j個土壤指標的無量綱值；sj為第j個土壤指標的綜合權重值。

1.4.3 耦合關系模型構建 1）耦合度模型：耦合度是定量評價系統或要素之間相互影響程度的重要指標［18］，根據植被群落及土壤環境綜合評價函數構建植被與土壤耦合度模型，其計算公式如下：

式中：C為不同植被恢復模式植被與土壤耦合度；k為調節系數，k取值為 5［17］。耦合度C表示當P（x）與S（y）之和在一定條件下，植被與土壤相互作用的影響程度。當C趨向于1 時，表示植被與土壤之間呈現共振耦合狀態；當C趨向于0 時，表示植被與土壤之間處于無關狀態。

2）耦合協調度模型：耦合度難以全面準確地反映植被與土壤在整個系統中的實際水平和狀態，單純依靠耦合度評價可能會出現誤導結果，為了進一步反映不同植被恢復模式植被群落與土壤環境耦合協調程度，以耦合度為基礎，加入表示總體發展水平的成分，構建植被與土壤耦合協調度模型，其計算公式如下：

式中：D表示不同植被恢復模式植被與土壤耦合協調度，D值越高，表示植被群落與土壤環境的總體發展水平越好，兩者之間的耦合關系越協調；T表示植被與土壤的綜合調和指數，反映植被與土壤在系統中的貢獻程度，參考前人研究［17，20］，α和β均取值 0.5。

3）耦合協調類型劃分：耦合協調等級及類型劃分目前尚未形成統一標準，參考前人研究［17］，依據耦合協調度D值，將不同植被恢復模式植被與土壤耦合協調度劃分為10 個等級，再依據P（x）與S（y）的比值，確定每一個耦合協調等級的耦合協調特征（表3）。

表3 植被與土壤耦合協調類型劃分標準Table 3 Classification standard of coupling coordination type between vegetation and soil

1.5 統計與分析

釆用Excel 2013 和SPSS 18.0 進行數據統計分析，采用單因素方差分析和LSD 多重比較分析不同植被恢復模式之間的差異，采用Pearson 相關系數分析不同因子之間的相關性，運用yaahp 6.0 統計軟件確定層次分析法權重值，使用Excel 2013 作圖。

2 結果與分析

2.1 不同植被恢復模式土壤物理性狀分析

不同植被恢復模式0～100 cm 土層土壤平均容重為1.25～1.28 g·cm?3，且彼此間未呈現顯著差異（圖1）。不同植被恢復模式0～800 cm 土層土壤平均含水量由高到低依次為天然草地（9.17%）＞灌木林（7.53%）＞針葉純林（7.11%）＞針闊混交林（6.50%）＞闊葉純林（6.30%）＞喬灌復層林（5.79%），除針闊混交林和闊葉純林土壤含水量無顯著差異外，其他各植被恢復模式彼此間均存在顯著差異（P＜0.05）。

圖1 不同植被恢復模式土壤物理指標含量比較Fig.1 Comparison of soil physical index contents in different vegetation restoration models

2.2 不同植被恢復模式土壤養分指標分析

不同植被恢復模式0～100 cm 土層土壤pH 值具有顯著差異（P＜0.05），均呈現出弱堿性，其中喬灌復層林土壤pH 值最高，針闊混交林則最低（表4）。不同植被恢復模式土壤有機質和全氮含量范圍分別為0.41%～0.61%和0.26～0.39 g·kg?1，且針闊混交林均顯著高于喬灌復層林。天然草地土壤堿解氮含量顯著高于其他植被恢復模式，且其他植被恢復模式彼此間無顯著差異。在有效磷含量方面，針闊混交林和闊葉純林土壤有效磷含量較高，分別為2.93 和2.90 mg·kg?1，灌木林、針葉純林和天然草地則相對較低且彼此間差異不顯著。不同植被恢復模式土壤速效鉀含量為66.32～112.70 mg·kg?1，由高到低依次為喬灌復層林＞闊葉純林＞針闊混交林＞灌木林＞針葉純林＞天然草地，其中喬灌復層林和闊葉純林顯著高于灌木林、針葉純林和天然草地。由此可見，不同植被恢復模式對土壤養分的影響存在較大差異，針闊混交林和闊葉純林的土壤養分總體相對較好。

表4 不同植被恢復模式土壤養分指標含量比較Table 4 Comparison of soil nutrient index contents in different vegetation restoration models

2.3 不同植被恢復模式植被生長指標分析

不同植被恢復模式植被郁閉度和生物量差異均顯著（P＜0.05）。喬灌復層林、灌木林和天然草地郁閉度相對較高，針闊混交林和闊葉純林次之，針葉純林郁閉度則最低。不同植被恢復模式植被生物量由高到低依次為闊葉純林＞喬灌復層林＞針葉純林＞針闊混交林＞灌木林＞天然草地，但闊葉純林、喬灌復層林、針葉純林以及針闊混交林間差異不顯著（圖2）。

圖2 不同植被恢復模式植被生長指標比較Fig.2 Comparison of vegetation growth indexes in different vegetation restoration models

2.4 不同植被恢復模式植被營養元素含量分析

不同植被恢復模式植被葉片全氮、全磷和全鉀含量均存在顯著差異（P＜0.05），其中灌木林葉片的全氮和全磷含量均最高，闊葉純林和喬灌復層林次之，針闊混交林、針葉純林和天然草地含量相對較低（表5）。在全鉀含量方面，闊葉純林葉片全鉀含量最高，是針葉純林的5 倍。綜合來看，天然草地和針葉純林葉片營養元素含量總體較低。

表5 不同植被恢復模式植被營養元素含量比較Table 5 Comparison of vegetation nutrient contents in different vegetation restoration models

2.5 不同植被恢復模式植被生物多樣性分析

天然草地的物種豐富度顯著高于其他植被恢復模式（P＜0.05），且針葉純林、闊葉純林、針闊混交林、喬灌復層林和灌木林彼此間差異不顯著。在Shannon?Wiener 指數方面，針葉純林和天然草地顯著高于闊葉純林，針闊混交林、喬灌復層林和灌木林間則無顯著差異。不同植被恢復模式植被Pielou 指數由高到低依次為針闊混交林＞針葉純林＞喬灌復層林＞灌木林＞闊葉純林＞天然草地。在Simpson 指數方面，針葉純林顯著高于闊葉純林，針闊混交林、天然草地、喬灌復層林和灌木林間則未呈現顯著差異。這表明不同植被恢復模式對植被生物多樣性具有顯著影響，針葉純林生物多樣性總體較高，而闊葉純林則相對較低（表6）。

表6 不同植被恢復模式植被生物多樣性比較Table 6 Comparison of vegetation biodiversity in different vegetation restoration models

2.6 植被與土壤表征指標相關性分析

土壤含水量與植被生物量和全鉀含量具有極顯著的負相關性（P＜0.01），且與植被全磷含量呈現顯著的負相關性（P＜0.05）。土壤有效磷含量與植被生物量和全鉀含量分別具有顯著和極顯著的正相關性。土壤速效鉀含量則與植被生物量及營養元素含量均具有極顯著的正相關性。在土壤環境與植被生物多樣性關系方面，土壤容重和pH 值增加會顯著降低植被物種豐富度和Shannon?Wiener 指數，且土壤容重與Simpson 指數也呈現極顯著的負相關性，而土壤含水量、有機質、全氮和堿解氮含量的增加則會顯著提高植被物種豐富度和Shannon?Wiener 指數，且土壤有機質和全氮含量與Simpson 指數分別具有極顯著和顯著的正相關性，但土壤有效磷和速效鉀含量則對植被生物多樣性無顯著影響（表7）。

表7 植被群落與土壤環境表征指標相關性分析Table 7 Correlation analysis of indexes between vegetation community and soil environment

2.7 不同植被恢復模式植被與土壤耦合關系分析

植被群落綜合評價指數由高到低依次為針闊混交林＞喬灌復層林＞針葉純林＞灌木林＞闊葉純林＞天然草地，土壤環境綜合評價指數則依次為針闊混交林＞天然草地＞闊葉純林＞灌木林＞針葉純林＞喬灌復層林，其中針葉純林、喬灌復層林和灌木林的植被效應優于土壤效應，而闊葉純林、針闊混交林和天然草地則是土壤效應好于植被效應（表8）。研究區植被與土壤系統的平均耦合協調度為0.678，屬于初級協調同步發展型。不同植被恢復模式耦合協調度從大到小依次為針闊混交林＞闊葉純林＞天然草地＞灌木林＞針葉純林＞喬灌復層林，其中針闊混交林植被與土壤系統屬于中級協調同步發展型，闊葉純林屬于初級協調同步發展型，天然草地屬于初級協調植被滯后型，灌木林和針葉純林均屬于初級協調土壤滯后型，喬灌復層林則屬于中度失調土壤損益型。這表明該流域退耕還林經過多年演替發展，植被與土壤系統總體達到初級協調同步發展的水平，但喬灌復層林植被與土壤耦合協調度遠低于其他植被恢復模式，而針闊混交林則是該地區較為適合的植被恢復模式。

表8 不同植被恢復模式植被與土壤耦合關系比較Table 8 Comparison of coupling relationship between vegetation and soil in different vegetation restoration models

3 討論

黃土高原黃綿土因土壤剖面質地較為均一，且植被根系分布錯綜復雜，導致不同植被恢復模式下土壤容重差異不顯著。本研究表明天然草地土壤含水量最高，灌木林次之，林地最低，且不同類型的林地土壤含水量也呈現顯著差異，Wang 等［9］和楊磊等［25］的研究結果也同樣證實了這一觀點，這主要是由于黃土高原人工植被群落結構、葉片特征及生物量等方面的差異，導致其蒸騰耗水量明顯不同，使得相同條件下土壤水分含量存在較大差異［2］。在自然生態系統中，枯枝落葉和細根周轉是土壤有機質輸入的主要途徑，且有機質的含量能夠影響氮素的轉化和積累過程［11?12］，因此不同植被恢復模式土壤有機質和全氮含量呈現相似的規律。針闊混交林相對較高的土壤有機質和全氮含量，可能與其枯枝落葉等凋落物含量較高、根系更替作用較強等因素有關。在本研究中，除針葉純林對土壤有效磷和速效鉀的改善作用相對較小外，林地土壤有效磷和速效鉀含量總體較高，天然草地含量最低，這與Jiao 等［3］和張宏等［11］的研究結果基本一致。總體來看，不同植被恢復模式中針闊混交林和闊葉純林的土壤養分相對較好，陸曉宇等［26］的研究同樣表明黃土丘陵區針闊混交林土壤養分綜合得分最高，闊葉林和針葉林次之，灌木林最低。

在生態系統恢復過程中，植被的生長和分布在前期會對土壤環境產生顯著影響，而土壤環境的改變又會引起植物的特異性改變，進而影響植被的分布和結構［27］。不同植被恢復模式植物營養元素含量的差異不僅與其自身的生物學特性密切相關，還可能與土壤水分和磷、鉀含量有關。針對黃土高原土壤與植被的相互關系，眾多學者研究均表明土壤水分、有機質和氮素含量與植被生物量及生物多樣性具有顯著的相關性［15，22，28?29］。本研究表明植被生物量的增加會顯著降低土壤含水量，而土壤含水量、有機質、全氮和堿解氮含量的增加則會顯著提高植被生物多樣性。一方面這是由于土壤水分是黃土高原地區植物所需水分的主要來源，且有機質不僅影響土壤潛在肥力，還會對土壤的水、肥、氣、熱等因素起著重要的調節作用，另一方面，植被覆蓋在一定程度上降低了土壤物理蒸發，而且植被也會通過凋落物分解等途徑改善土壤有機質。此外，在本研究中，土壤有效磷和速效鉀含量與植被生物量呈現顯著的正相關性，但與植被生物多樣性則無顯著的相關性。目前關于土壤磷、鉀含量與植被群落特征相關性的研究結果并不統一，相互關系較為復雜［15，22，29?31］，其具體原因還有待于進一步深入研究。

陜北黃土區植被與土壤總體處于初級協調同步發展的水平，但不同植被恢復模式植被與土壤的耦合協調關系存在較大差異。針闊混交林耗水量雖相對較高，但對土壤養分的綜合改良作用明顯優于其他植被恢復模式，使其植被群落發展較為均衡，因而耦合協調度最高，是該地區較為適合的植被恢復模式。喬灌復層林較高的栽植密度和生物量加速了土壤水分的消耗，削弱了土壤養分的更新能力，導致土壤環境綜合得分最低，植被與土壤系統處于中度失調土壤損益的狀態，土壤水分和養分已無法滿足其長期穩定生長的需求。本研究表明人工植被的建植雖然在一定程度上改善了土壤養分，但也顯著降低了深層土壤含水量，且參照全國第二次土壤普查養分分級標準，人工植被土壤養分依然較為貧瘠。因此，針對退耕還林區人工植被需采取集水施肥、間伐撫育等人為管理措施，促進人工植被的演替更新，增強植被與土壤的耦合協調程度，提升人工植被水土保持和生態服務功能。在未來的生態恢復中，應選擇耐旱節水樹種，采取針闊混交林的營建方式，科學調控管理植被和土壤，以此促進植被與土壤的協調發展。

4 結論

不同植被恢復模式土壤含水量和養分含量以及植被郁閉度、生物量、營養元素含量和生物多樣性指數均存在顯著差異。針闊混交林的土壤環境和植被群落綜合評價均為最好，喬灌復層林的土壤環境和天然草地的植被群落綜合評分最低。

不同植被恢復模式植被因子與土壤因子密切相關，植被生物量和營養元素含量與土壤含水量、有效磷和速效鉀含量具有顯著的相關性，植被物種豐富度、Shannon?Wiener 指數和Simpson 指數與土壤容重、pH 值、含水量、有機質、全氮和堿解氮含量亦呈顯著相關關系。

不同植被恢復模式植被與土壤耦合關系差異較大，針闊混交林耦合協調度最高，屬于中級協調同步發展型，闊葉純林（同步發展型）、天然草地（植被滯后型）、灌木林（土壤滯后型）和針葉純林（土壤滯后型）均處于初級協調水平，喬灌復層林耦合協調度最差，為中度失調土壤損益型。