楊君瓏 李小偉 曹 兵 張維江

(1. 寧夏大學農(nóng)學院，寧夏 銀川 750021； 2. 寧夏大學土木學院，寧夏 銀川 750021)

隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展，人對土地、植被等自然資源不合理的開發(fā)利用以及人口增長對生態(tài)環(huán)境帶來的壓力，導致生態(tài)環(huán)境遭到破壞，引起環(huán)境質(zhì)量下降、生物多樣性降低、水土流失、土地沙化及自然災(zāi)害加劇等一系列問題。植被作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是生態(tài)系統(tǒng)中物質(zhì)循環(huán)與能量流動的中樞，在水土保持、水源涵養(yǎng)及固碳過程中都起著重要的作用。針對脆弱并退化的生態(tài)系統(tǒng)，植被恢復是最為重要的措施之一[1]。在開展植被恢復的過程中，我國已啟動了 “天保工程” 和 “退耕還林還草工程”，使得植被的恢復與重建能夠在較大范圍內(nèi)進行[2]。相關(guān)研究表明植被恢復后，增加植被蓋度可有效降低土壤侵蝕及養(yǎng)分流失，植被凋落物和地下細根周轉(zhuǎn)增加了有機物的輸入，經(jīng)微生物腐解作用使土壤酶活性和有機質(zhì)含量增加，提高土壤肥力，進而能夠改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境[3]。在衡量土壤肥力的指標中，土壤速效養(yǎng)分表征了土壤現(xiàn)有植物根系可利用養(yǎng)分的含量；土壤酶在土壤物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)化過程中起著重要的催化作用，土壤酶活性可表征土壤中各種生物的化學活性和土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化強度，同時也是土壤肥力的重要標志[4]。

寧夏回族自治區(qū)地處我國西部，是我國生態(tài)系統(tǒng)脆弱區(qū)之一。寧夏中南部地區(qū)由于脆弱的生態(tài)環(huán)境、薄弱的經(jīng)濟基礎(chǔ)以及過重的環(huán)境承載負荷，使得當?shù)刎毨丝诨鶖?shù)巨大[5]?；谝陨犀F(xiàn)實情況，寧夏回族自治區(qū)政府提出 “生態(tài)移民” 政策。針對生態(tài)移民遷出區(qū)的生態(tài)恢復，寧夏回族自治區(qū)政府在2013年提出 《寧夏生態(tài)移民遷出區(qū)生態(tài)修復工程規(guī)劃 (2013—2020年)》 和 《關(guān)于加強生態(tài)移民遷出區(qū)生態(tài)修復與建設(shè)的意見》。而要實現(xiàn)自治區(qū)提出的建設(shè)目標，明顯改善生態(tài)移民遷出區(qū)的生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，需要明確植被恢復建設(shè)的模式，評價不同植被恢復方式對土壤環(huán)境的改善效果，從而提高當?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能。

寧夏南端的六盤山山區(qū)是生態(tài)移民遷出的重點區(qū)域，也是黃土高原區(qū)最重要的水源涵養(yǎng)林地之一，六盤山森林對寧南山區(qū)的氣候調(diào)節(jié)和生態(tài)平衡意義重大[6]。自20世紀90年代以來，許多學者在寧南山區(qū)開展了植被恢復與生態(tài)環(huán)境建設(shè)方面的研究。金晶煒等[7]對不同植被恢復模式的土壤質(zhì)量響應(yīng)進行評估，認為在寧南山區(qū)種植紫苜蓿 (Medicagosativa)、建植檸條 (Caraganakorshinskii) 是較好的生態(tài)重建和植被恢復方式。華娟[8]對寧夏山區(qū)天然草地封育、牧荒坡短期封禁草地和人工檸條的有機碳分布和固碳機制進行了深入的研究，表明植被恢復措施能顯著提高土壤團聚體穩(wěn)定性有機碳組分含量，植被的天然恢復更有利于提高穩(wěn)定性有機碳庫容。An等[9]研究表明植物根際土壤比非根際土壤更能增加諸如磷酸酶、核酸酶、轉(zhuǎn)化酶 (蔗糖酶)、脲酶、過氧化氫酶、芳基硫酸酯酶和蛋白酶的活性。這些研究表明，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(yīng)程度、土壤腐殖化程度及有機質(zhì)的積累程度，對這幾種土壤酶活性的研究有助于深入了解植被恢復在土壤養(yǎng)分循環(huán)中的作用[10]。

選擇位于六盤山腹地的涇源縣六盤山鎮(zhèn)海子村為研究區(qū)，于2013年進行不同植被恢復模式的設(shè)計并施工，在2017年調(diào)查分析不同植被恢復模式的土壤養(yǎng)分特征 (土壤全氮、堿解氮、速效磷、速效鉀和有機質(zhì)) 與土壤酶活性 (土壤蔗糖酶、過氧化氫酶、堿性磷酸酶和脲酶)。本研究旨在探究不同植被恢復模式對土壤養(yǎng)分與土壤酶活性的影響，篩選改良土壤效果良好的植被恢復模式，為寧夏生態(tài)脆弱區(qū)的植被恢復與生態(tài)建設(shè)提供參考。

1 研究區(qū)概況

海子流域位于涇河水系的頡河流域?qū)幭臎茉纯h北28 km處的六盤山鎮(zhèn)，為六盤山段東麓土石山林區(qū)，屬于黃土丘陵溝壑區(qū)的第二副區(qū)。地處東經(jīng)106°14′24″，北緯35°36′31″，流域地勢西北高、東南低，海拔為2 186～2 835 m，相對高差649 m。研究區(qū)多年平均氣溫5 ℃，多年平均蒸發(fā)量810 mm，多年平均降水量為602 mm。流域土壤類型為侵蝕黑壚土，土質(zhì)疏松，抗蝕性差。移民搬遷前，主要土地利用方式為耕地，尤其是坡耕地所占比重較大，林草土地面積較小，僅占土地總面積的15.9%。植被類型屬森林草原向干旱草原過渡，天然植被主要為低矮稀疏的草地，人工植被為稀疏的喬木及灌木，人工草地主要種植分散和小面積的紫花苜蓿。地貌類型以黃土梁峁侵蝕地貌為主，溝壑縱橫，梁峁相間，地形支離破碎，水土流失嚴重，多年平均侵蝕模數(shù)為3 500 t/(km2·a)[11]。

2 材料與方法

2.1 土樣采集

2017年9月，選取7種不同植被恢復模式作為研究對象。每種模式設(shè)置1個樣地，每個樣地按照S形進行土壤樣品的采集，分0～20 cm和20～40 cm兩層采集土樣，將每個植被恢復模式的同一層土樣充分混勻，去掉石礫、動植物殘體及雜質(zhì)。將土樣裝入自封袋內(nèi)帶回實驗室，平均分成2份，一份風干用于土壤養(yǎng)分指標的測定，另一份存于4 ℃冰箱內(nèi)用于土壤酶活性的測定。

2.2 指標測定方法

2.2.1土壤養(yǎng)分指標測定

土壤有機質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法測定；土壤全氮含量采用HClO4—H2SO4消煮，凱氏定氮儀測定；堿解氮含量采用擴散法測定；速效磷含量采用NaHCO3浸提，鉬銻抗比色法測定；土壤速效鉀含量采用NH4OAc浸提，火焰光度計測定[12]。每個處理測定3個平行樣本，每個樣本測定3次，結(jié)果取其平均值。

2.2.2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，脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法測定，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定，堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二納比色法測定[13]。每個處理測定3個平行樣本，每個樣本測定3次，結(jié)果取其平均值。

2.3 植被恢復模式設(shè)計

本研究選擇在海子流域移民后的同一緩坡梯田進行植被恢復模式試驗，從而排除地形因素影響。試驗具體設(shè)計方案見表1。

表1 不同植被恢復模式基本信息Table 1 The information of different vegetation restoration models

2.4 分析方法

采用Excel和DPS 7.05軟件進行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析。不同植被恢復模式間土壤指標的差異，采用完全隨機單因素方差分析；不同土層間土壤指標比較采用配對t檢驗進行分析；不同指標相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)系數(shù)進行分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同植被恢復模式土壤養(yǎng)分特征

不同植被恢復模式土壤養(yǎng)分特征的方差分析結(jié)果見表2。

在II-1模式下0～20 cm土層土壤全氮含量最高，其次為CK，其他5種植被恢復模式間差異均不顯著。在20～40 cm土層中II-2模式全氮含量最高，其次為CK，III-2模式的土壤全氮含量最低。綜合比較表明CK在各土層均具有較高的土壤全氮含量，而其他人工配置模式在不同土層對土壤全氮影響不一。不同植被恢復模式間土壤堿解氮含量存在顯著差異，在0～20 cm土層中，II-1模式最高，CK含量最低，其他模式之間均無顯著差異；在20～40 cm土層中，II-2最高，III-2和CK模式含量較低。與土壤全氮結(jié)果不同，CK堿解氮含量均最低，說明在CK模式下全氮轉(zhuǎn)換為速效氮能力較低，而II-1模式和II-2模式分別在0～20 cm和20～40 cm的土層中具有較高的氮素轉(zhuǎn)換率。不同植被恢復模式間土壤速效磷含量存在顯著差異，在0～20 cm土層中，II-1和CK含量較高，其次為III-2和II-2模式，III-1、I-2和I-1模式均較低；在20～40 cm土層中，II-2模式速效磷含量最高，其次為CK，其含量顯著高于其他5種植被恢復模式。不同土層土壤速效磷含量最高的植被恢復模式與土壤全氮和堿解氮結(jié)果具有一致性，分別為II-1和II-2模式，說明這2個模式對土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)換優(yōu)于其他模式。

表2 不同植被恢復模式土壤養(yǎng)分特征Table 2 The soil nutrient character of different vegetation restoration models

注：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)。

不同植被恢復模式土壤有機質(zhì)含量的方差分析表明，在0～20 cm土層中，II-1模式的土壤有機質(zhì)含量高于其他恢復模式，CK含量最低；在20～40 cm土層中，II-2模式的土壤有機質(zhì)含量顯著高于其他模式，其他模式間差異不顯著，這表明這2種模式不僅促進了土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化，也利于土壤有機質(zhì)的積累。不同植被恢復模式土壤速效鉀含量的方差分析表明，在0～20 cm土層中，III-2模式的速效鉀含量最高，其次為III-1和CK模式，II-1模式含量最低；在20～40 cm土層中，CK含量最高，其次為II-2、I-2、III-1和I-1模式，III-2和II-1模式土壤速效鉀含量較低。不同土層具有土壤速效鉀含量最高的模式與土壤全氮、堿解氮、速效磷、有機質(zhì)含量最高的模式不一致，表明地上植被可能對土壤速效鉀的影響較小。相同植被恢復模式不同土層間的土壤養(yǎng)分指標的配對t檢驗表明，不同土層間土壤養(yǎng)分含量差異不顯著。

3.2 不同植被恢復模式土壤酶活性

不同植被恢復模式的土壤酶活性的方差分析結(jié)果見表3。

表3 不同植被恢復模式土壤酶活性Table 3 The soil enzyme activity of different vegetation restoration models

模式蔗糖酶/(mg?g-1?d-1)0～20cm20～40cm過氧化氫酶/(mL?g-1?h-1)0～20cm20～40cm堿性磷酸酶/(mg?g-1?d-1)0～20cm20～40cm脲酶/(mg?g-1?d-1)0～20cm20～40cmI-17.75±1.36ab7.87±0.41c1.17±0.03a1.11±0.03a1.91±0.02a0.94±0.14a25.75±0.18a22.75±0.23abI-25.12±0.81b3.86±1.41d1.20±0.03a1.17±0.03a0.70±0.23b0.07±0.02c14.89±0.54b15.62±0.51cII-114.56±1.31a10.53±0.60bc1.17±0.03a1.17±0.03a0.54±0.11b0.95±0.31a19.65±1.94ab22.14±1.03abII-212.32±1.35ab18.23±0.85a1.20±0.03a1.20±0.03a0.28±0.15b0.20±0.06bc19.32±1.35ab18.72±2.05bcIII-115.18±3.36a12.83±0.95b1.11±0.03a1.08±0.06a0.41±0.21b0.80±0.05ab19.80±1.78ab22.74±0.36abIII-212.96±1.17ab7.82±0.58c1.17±0.03a0.38±0.03a0.87±0.26b0.52±0.08abc25.53±0.73a23.48±1.48aCK11.24±1.28ab8.78±0.48c1.17±0.03a1.11±0.03a1.07±0.09b0.77±0.16abc23.01±1.76a20.24±0.22ab配對t值0.962.241.140.35P值0.370.060.290.74

注：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)。

在0～20 cm土層中，II-1和III-1模式的土壤蔗糖酶活性高于其他恢復模式，I-2模式活性最低，其他模式間土壤蔗糖酶活性無顯著差異。在20～40 cm土層中，II-2模式土壤蔗糖酶活性最高，I-2模式最低。不同土層土壤蔗糖酶活性最高的模式與土壤養(yǎng)分(堿解氮、速效磷、有機質(zhì))具有一致性，表明其變化可能與土壤養(yǎng)分的變化相關(guān)。在不同植被恢復模式下，在0～20 cm土層和20～40 cm土層中的土壤過氧化氫酶活性均沒有顯著差異，這說明本研究中植被恢復模式對過氧化氫酶的影響不大。不同植被恢復模式堿性磷酸酶活性的方差分析表明，在0～20 cm土層中，I-1模式活性為1.91 mg/(g·d)，顯著高于其他模式，在20～40 cm土層中，I-1和II-1模式的堿性磷酸酶活性高于其他植被恢復模式。I-2模式土壤堿性磷酸酶活性最低，僅為0.07 mg/(g·d)。不同植被恢復模式土壤脲酶活性在0～20 cm土層中存在顯著差異，I-1、III-2和CK模式土壤脲酶活性較高，I-2模式最低；在20～40 cm土層中，III-2模式土壤脲酶活性高于其他模式，而I-2模式活性最低?？梢钥闯鯥-1模式對促進土壤堿性磷酸酶和脲酶活性作用高于其他模式，I-2模式在除過氧化氫酶以外的其他酶活性比較中均為最低，說明其促進土壤酶活性的能力最弱。相同植被恢復模式不同土層間的土壤酶活性的配對t檢驗表明，不同土層間土壤酶活性差異不顯著。

3.3 土壤養(yǎng)分與土壤酶活性的相關(guān)性分析

土壤養(yǎng)分與土壤酶活性間的相關(guān)性分析結(jié)果見表4。本研究中土壤蔗糖酶活性與土壤堿解氮含量、土壤速效磷含量、土壤有機質(zhì)含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系，而土壤過氧化氫酶活性、堿性磷酸酶活性和脲酶活性與土壤養(yǎng)分指標均無顯著相關(guān)性。結(jié)合表2～3中土壤養(yǎng)分含量較高的植被恢復模式同時也具有較高的土壤酶活性的結(jié)果，部分印證了構(gòu)建植被恢復模式，通過植物影響土壤養(yǎng)分含量從而進一步影響土壤酶活性的作用機理。

表4 土壤養(yǎng)分含量與土壤酶活性相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis between soil nutrient content and soil enzyme activity

注：*表示相關(guān)性顯著。

4 結(jié)論與討論

土壤養(yǎng)分含量的高低由兩方面因素決定，一方面是進入土壤層的養(yǎng)分含量，另一方面是通過淋溶輸出土壤層的養(yǎng)分含量。植被對于增加土壤肥力方面具有重要作用，而不同植被類型土壤養(yǎng)分含量具有明顯差異。本研究選擇了同一坡面并且土壤養(yǎng)分含量相近的棄耕緩坡梯田進行植被恢復模式試驗，以減少地形、土壤異質(zhì)性等非植被因素的影響。研究表明生態(tài)移民后，棄耕地經(jīng)過4 a不同模式的恢復，其土壤養(yǎng)分和土壤酶活性產(chǎn)生顯著差異。不同植被恢復模式會對土壤養(yǎng)分特征產(chǎn)生不同的影響，研究發(fā)現(xiàn)II-1模式最利于土壤表層氮元素和有機質(zhì)的積累。雖然沒有進行凋落物產(chǎn)量試驗，但基于相同栽植密度，II-1模式土壤養(yǎng)分高于其他配置有針葉樹的植被恢復模式，很可能是旱柳和刺槐均為落葉樹種，其凋落物產(chǎn)量大，凋落的闊葉養(yǎng)分進入表層被土壤微生物分解要較針葉更快，其養(yǎng)分積累優(yōu)于其他針闊混交的植被恢復模式[14]。而CK土壤養(yǎng)分含量較低，更有可能是沒有樹木形成林冠層的遮蔽，導致降雨對土壤養(yǎng)分的淋溶更高，不利于土壤養(yǎng)分積累。

土壤酶活性的變化與土壤地被覆蓋物的數(shù)量和質(zhì)量有關(guān)，而地被覆蓋物的種類和數(shù)量受不同植被類型及恢復年限等因素的影響，因而對土壤酶活性也有影響。不同植被恢復模式在0～20 cm和20～40 cm土層的土壤酶活性比較發(fā)現(xiàn)，I-1模式土壤磷酸酶和脲酶活性要優(yōu)于其他模式，I-1模式配置有3種喬木樹種，其樹種多樣性高于其他模式。有研究表明物種多樣性提高，能夠增加土壤微生物量和種類，從而促進土壤的酶活性[15]。張笑培等[16]對黃土高原荊條 (Vitexnegundovar.heterophylla) 林、不同年限刺槐林、紫苜蓿地與農(nóng)地的對比研究表明，土壤蔗糖酶與土壤氮含量和有機質(zhì)含量密切正相關(guān)。這與本研究土壤蔗糖酶與土壤養(yǎng)分關(guān)系一致。III-1模式中刺槐和紫花苜蓿都是固氮植物[17]，并且生長量大，使得更多的植物殘體進入土壤提高土壤有機質(zhì)含量，從而利于土壤蔗糖酶的積累。而I-2模式土壤酶活性 (除過氧化氫酶外) 均為最低，不利于土壤酶活性的提高，雖然有固氮植物，但該地段土壤容重過大，透氣性差抑制了土壤微生物活動。

過氧化氫酶為氧化還原酶，它在植被恢復過程中的活性變化不同于蔗糖酶、磷酸酶和脲酶等水解酶[18]。本研究中也發(fā)現(xiàn)土壤過氧化氫酶在不同植被恢復模式和土層間均無顯著差異，表現(xiàn)出不同于其他土壤酶的穩(wěn)定性，也與土壤養(yǎng)分指標無顯著相關(guān)性。黃懿梅等[19]研究認為，隨著植被恢復年限的延長，促使土壤有機碳積累增加，形成還原條件的土壤環(huán)境抑制了過氧化氫酶活性的增強。而蔡立佳等[20]研究發(fā)現(xiàn)，不同退耕年限楊樹林地過氧化氫酶活性顯著高于農(nóng)地，且隨著林地年限的延長其活性逐漸增強。過氧化氫酶不同的變化情況說明在植被生態(tài)恢復過程中，植被類型選擇及退耕年限的確定對土壤過氧化氫酶活性的影響很大，而對于過氧化氫酶活性的異常變化需要進行深入研究。

一般認為，隨著植被恢復過程的不斷推進，土壤表層枯落物厚度的增加使地表升溫，空氣熱交換高于深層土壤，因而表層土壤酶活性很高，使得土壤酶活性具有明顯的表聚效應(yīng)。劉飛渡等[21]發(fā)現(xiàn)，紅壤丘陵區(qū)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。而本研究中土層間土壤養(yǎng)分特征和土壤酶活性沒有顯著差異，其原因可能是是生態(tài)移民前，耕作層 (一般低于40 cm) 長期被翻耕，導致了土壤結(jié)構(gòu)層次被破壞，使得0～20 cm和20～40 cm土層差異不顯著。由于植物栽植時間只有4 a，不同植被恢復模式的植物根系及其分泌物對土壤養(yǎng)分和土壤酶活性的分層影響還未顯現(xiàn)出來。隨著植被恢復年限的延長和淋溶作用，土壤分層結(jié)構(gòu)將趨于顯著[22]。因此，隨著植被恢復年限的增加，土壤酶活性的土層間差異將會顯著。

有研究認為，因自然恢復其投入成本少，自然生長的植物適應(yīng)力強，建議植被恢復建設(shè)以自然恢復 (封育) 為主[23]。但本研究發(fā)現(xiàn)，部分人工配置的植被恢復模式其土壤養(yǎng)分積累和土壤酶活性優(yōu)于自然恢復模式。由于自然恢復初期植被一般以當?shù)匾吧荼緸橹?，其物種生長對土壤養(yǎng)分爭奪激烈，因此不利于土壤養(yǎng)分的積累和土壤酶活性的提高。為了構(gòu)建穩(wěn)定的土壤生態(tài)環(huán)境，可以采用人工定向恢復技術(shù)，構(gòu)建合理的喬灌草體系，進而提高生態(tài)系統(tǒng)總體的生態(tài)效益。