六盘山生态移民迁出区不同植被恢复模式对土壤养分和土壤酶活性的影响*

杨君珑 李小伟 曹 兵 张维江

(1. 宁夏大学农学院，宁夏 银川 750021； 2. 宁夏大学土木学院，宁夏 银川 750021)

随着社会经济的发展，人对土地、植被等自然资源不合理的开发利用以及人口增长对生态环境带来的压力，导致生态环境遭到破坏，引起环境质量下降、生物多样性降低、水土流失、土地沙化及自然灾害加剧等一系列问题。植被作为陆地生态系统的重要组成部分，是生态系统中物质循环与能量流动的中枢，在水土保持、水源涵养及固碳过程中都起着重要的作用。针对脆弱并退化的生态系统，植被恢复是最为重要的措施之一[1]。在开展植被恢复的过程中，我国已启动了 “天保工程” 和 “退耕还林还草工程”，使得植被的恢复与重建能够在较大范围内进行[2]。相关研究表明植被恢复后，增加植被盖度可有效降低土壤侵蚀及养分流失，植被凋落物和地下细根周转增加了有机物的输入，经微生物腐解作用使土壤酶活性和有机质含量增加，提高土壤肥力，进而能够改善区域生态环境[3]。在衡量土壤肥力的指标中，土壤速效养分表征了土壤现有植物根系可利用养分的含量；土壤酶在土壤物质和能量转化过程中起着重要的催化作用，土壤酶活性可表征土壤中各种生物的化学活性和土壤养分的转化强度，同时也是土壤肥力的重要标志[4]。

宁夏回族自治区地处我国西部，是我国生态系统脆弱区之一。宁夏中南部地区由于脆弱的生态环境、薄弱的经济基础以及过重的环境承载负荷，使得当地贫困人口基数巨大[5]。基于以上现实情况，宁夏回族自治区政府提出 “生态移民” 政策。针对生态移民迁出区的生态恢复，宁夏回族自治区政府在2013年提出 《宁夏生态移民迁出区生态修复工程规划 (2013—2020年)》 和 《关于加强生态移民迁出区生态修复与建设的意见》。而要实现自治区提出的建设目标，明显改善生态移民迁出区的生态环境质量，需要明确植被恢复建设的模式，评价不同植被恢复方式对土壤环境的改善效果，从而提高当地生态系统的服务功能。

宁夏南端的六盘山山区是生态移民迁出的重点区域，也是黄土高原区最重要的水源涵养林地之一，六盘山森林对宁南山区的气候调节和生态平衡意义重大[6]。自20世纪90年代以来，许多学者在宁南山区开展了植被恢复与生态环境建设方面的研究。金晶炜等[7]对不同植被恢复模式的土壤质量响应进行评估，认为在宁南山区种植紫苜蓿 (Medicagosativa)、建植柠条 (Caraganakorshinskii) 是较好的生态重建和植被恢复方式。华娟[8]对宁夏山区天然草地封育、牧荒坡短期封禁草地和人工柠条的有机碳分布和固碳机制进行了深入的研究，表明植被恢复措施能显著提高土壤团聚体稳定性有机碳组分含量，植被的天然恢复更有利于提高稳定性有机碳库容。An等[9]研究表明植物根际土壤比非根际土壤更能增加诸如磷酸酶、核酸酶、转化酶 (蔗糖酶)、脲酶、过氧化氢酶、芳基硫酸酯酶和蛋白酶的活性。这些研究表明，土壤蔗糖酶、脲酶、碱性磷酸酶和过氧化氢酶能很好地表征土壤碳、氮、磷的供应程度、土壤腐殖化程度及有机质的积累程度，对这几种土壤酶活性的研究有助于深入了解植被恢复在土壤养分循环中的作用[10]。

选择位于六盘山腹地的泾源县六盘山镇海子村为研究区，于2013年进行不同植被恢复模式的设计并施工，在2017年调查分析不同植被恢复模式的土壤养分特征 (土壤全氮、碱解氮、速效磷、速效钾和有机质) 与土壤酶活性 (土壤蔗糖酶、过氧化氢酶、碱性磷酸酶和脲酶)。本研究旨在探究不同植被恢复模式对土壤养分与土壤酶活性的影响，筛选改良土壤效果良好的植被恢复模式，为宁夏生态脆弱区的植被恢复与生态建设提供参考。

1 研究区概况

海子流域位于泾河水系的颉河流域宁夏泾源县北28 km处的六盘山镇，为六盘山段东麓土石山林区，属于黄土丘陵沟壑区的第二副区。地处东经106°14′24″，北纬35°36′31″，流域地势西北高、东南低，海拔为2 186～2 835 m，相对高差649 m。研究区多年平均气温5 ℃，多年平均蒸发量810 mm，多年平均降水量为602 mm。流域土壤类型为侵蚀黑垆土，土质疏松，抗蚀性差。移民搬迁前，主要土地利用方式为耕地，尤其是坡耕地所占比重较大，林草土地面积较小，仅占土地总面积的15.9%。植被类型属森林草原向干旱草原过渡，天然植被主要为低矮稀疏的草地，人工植被为稀疏的乔木及灌木，人工草地主要种植分散和小面积的紫花苜蓿。地貌类型以黄土梁峁侵蚀地貌为主，沟壑纵横，梁峁相间，地形支离破碎，水土流失严重，多年平均侵蚀模数为3 500 t/(km2·a)[11]。

2 材料与方法

2.1 土样采集

2017年9月，选取7种不同植被恢复模式作为研究对象。每种模式设置1个样地，每个样地按照S形进行土壤样品的采集，分0～20 cm和20～40 cm两层采集土样，将每个植被恢复模式的同一层土样充分混匀，去掉石砾、动植物残体及杂质。将土样装入自封袋内带回实验室，平均分成2份，一份风干用于土壤养分指标的测定，另一份存于4 ℃冰箱内用于土壤酶活性的测定。

2.2 指标测定方法

2.2.1土壤养分指标测定

土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法测定；土壤全氮含量采用HClO4—H2SO4消煮，凯氏定氮仪测定；碱解氮含量采用扩散法测定；速效磷含量采用NaHCO3浸提，钼锑抗比色法测定；土壤速效钾含量采用NH4OAc浸提，火焰光度计测定[12]。每个处理测定3个平行样本，每个样本测定3次，结果取其平均值。

2.2.2土壤酶活性测定

蔗糖酶活性采用3.5-二硝基水杨酸比色法测定，脲酶活性采用苯酚-次氯酸钠比色法测定，过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定，碱性磷酸酶活性采用磷酸苯二纳比色法测定[13]。每个处理测定3个平行样本，每个样本测定3次，结果取其平均值。

2.3 植被恢复模式设计

本研究选择在海子流域移民后的同一缓坡梯田进行植被恢复模式试验，从而排除地形因素影响。试验具体设计方案见表1。

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

2.4 分析方法

采用Excel和DPS 7.05软件进行数据处理和统计分析。不同植被恢复模式间土壤指标的差异，采用完全随机单因素方差分析；不同土层间土壤指标比较采用配对t检验进行分析；不同指标相关性分析采用Pearson相关系数进行分析。

3 结果与分析

3.1 不同植被恢复模式土壤养分特征

不同植被恢复模式土壤养分特征的方差分析结果见表2。

在II-1模式下0～20 cm土层土壤全氮含量最高，其次为CK，其他5种植被恢复模式间差异均不显著。在20～40 cm土层中II-2模式全氮含量最高，其次为CK，III-2模式的土壤全氮含量最低。综合比较表明CK在各土层均具有较高的土壤全氮含量，而其他人工配置模式在不同土层对土壤全氮影响不一。不同植被恢复模式间土壤碱解氮含量存在显著差异，在0～20 cm土层中，II-1模式最高，CK含量最低，其他模式之间均无显著差异；在20～40 cm土层中，II-2最高，III-2和CK模式含量较低。与土壤全氮结果不同，CK碱解氮含量均最低，说明在CK模式下全氮转换为速效氮能力较低，而II-1模式和II-2模式分别在0～20 cm和20～40 cm的土层中具有较高的氮素转换率。不同植被恢复模式间土壤速效磷含量存在显著差异，在0～20 cm土层中，II-1和CK含量较高，其次为III-2和II-2模式，III-1、I-2和I-1模式均较低；在20～40 cm土层中，II-2模式速效磷含量最高，其次为CK，其含量显著高于其他5种植被恢复模式。不同土层土壤速效磷含量最高的植被恢复模式与土壤全氮和碱解氮结果具有一致性，分别为II-1和II-2模式，说明这2个模式对土壤养分的转换优于其他模式。

表2 不同植被恢复模式土壤养分特征Table 2 The soil nutrient character of different vegetation restoration models

注：不同字母表示同一土层中不同植被恢复模式间差异显著 (P< 0.05)。

不同植被恢复模式土壤有机质含量的方差分析表明，在0～20 cm土层中，II-1模式的土壤有机质含量高于其他恢复模式，CK含量最低；在20～40 cm土层中，II-2模式的土壤有机质含量显著高于其他模式，其他模式间差异不显著，这表明这2种模式不仅促进了土壤养分的转化，也利于土壤有机质的积累。不同植被恢复模式土壤速效钾含量的方差分析表明，在0～20 cm土层中，III-2模式的速效钾含量最高，其次为III-1和CK模式，II-1模式含量最低；在20～40 cm土层中，CK含量最高，其次为II-2、I-2、III-1和I-1模式，III-2和II-1模式土壤速效钾含量较低。不同土层具有土壤速效钾含量最高的模式与土壤全氮、碱解氮、速效磷、有机质含量最高的模式不一致，表明地上植被可能对土壤速效钾的影响较小。相同植被恢复模式不同土层间的土壤养分指标的配对t检验表明，不同土层间土壤养分含量差异不显著。

3.2 不同植被恢复模式土壤酶活性

不同植被恢复模式的土壤酶活性的方差分析结果见表3。

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

模式蔗糖酶/(mg∙g-1∙d-1)0～20cm20～40cm过氧化氢酶/(mL∙g-1∙h-1)0～20cm20～40cm碱性磷酸酶/(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配对t值0.962.241.140.35P值0.370.060.290.74

注：不同字母表示同一土层中不同植被恢复模式间差异显著 (P< 0.05)。

在0～20 cm土层中，II-1和III-1模式的土壤蔗糖酶活性高于其他恢复模式，I-2模式活性最低，其他模式间土壤蔗糖酶活性无显著差异。在20～40 cm土层中，II-2模式土壤蔗糖酶活性最高，I-2模式最低。不同土层土壤蔗糖酶活性最高的模式与土壤养分(碱解氮、速效磷、有机质)具有一致性，表明其变化可能与土壤养分的变化相关。在不同植被恢复模式下，在0～20 cm土层和20～40 cm土层中的土壤过氧化氢酶活性均没有显著差异，这说明本研究中植被恢复模式对过氧化氢酶的影响不大。不同植被恢复模式碱性磷酸酶活性的方差分析表明，在0～20 cm土层中，I-1模式活性为1.91 mg/(g·d)，显著高于其他模式，在20～40 cm土层中，I-1和II-1模式的碱性磷酸酶活性高于其他植被恢复模式。I-2模式土壤碱性磷酸酶活性最低，仅为0.07 mg/(g·d)。不同植被恢复模式土壤脲酶活性在0～20 cm土层中存在显著差异，I-1、III-2和CK模式土壤脲酶活性较高，I-2模式最低；在20～40 cm土层中，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。可以看出I-1模式对促进土壤碱性磷酸酶和脲酶活性作用高于其他模式，I-2模式在除过氧化氢酶以外的其他酶活性比较中均为最低，说明其促进土壤酶活性的能力最弱。相同植被恢复模式不同土层间的土壤酶活性的配对t检验表明，不同土层间土壤酶活性差异不显著。

3.3 土壤养分与土壤酶活性的相关性分析

土壤养分与土壤酶活性间的相关性分析结果见表4。本研究中土壤蔗糖酶活性与土壤碱解氮含量、土壤速效磷含量、土壤有机质含量均呈显著正相关关系，而土壤过氧化氢酶活性、碱性磷酸酶活性和脲酶活性与土壤养分指标均无显著相关性。结合表2～3中土壤养分含量较高的植被恢复模式同时也具有较高的土壤酶活性的结果，部分印证了构建植被恢复模式，通过植物影响土壤养分含量从而进一步影响土壤酶活性的作用机理。

表4 土壤养分含量与土壤酶活性相关性分析Table 4 Correlation analysis between soil nutrient content and soil enzyme activity

注：*表示相关性显著。

4 结论与讨论

土壤养分含量的高低由两方面因素决定，一方面是进入土壤层的养分含量，另一方面是通过淋溶输出土壤层的养分含量。植被对于增加土壤肥力方面具有重要作用，而不同植被类型土壤养分含量具有明显差异。本研究选择了同一坡面并且土壤养分含量相近的弃耕缓坡梯田进行植被恢复模式试验，以减少地形、土壤异质性等非植被因素的影响。研究表明生态移民后，弃耕地经过4 a不同模式的恢复，其土壤养分和土壤酶活性产生显著差异。不同植被恢复模式会对土壤养分特征产生不同的影响，研究发现II-1模式最利于土壤表层氮元素和有机质的积累。虽然没有进行凋落物产量试验，但基于相同栽植密度，II-1模式土壤养分高于其他配置有针叶树的植被恢复模式，很可能是旱柳和刺槐均为落叶树种，其凋落物产量大，凋落的阔叶养分进入表层被土壤微生物分解要较针叶更快，其养分积累优于其他针阔混交的植被恢复模式[14]。而CK土壤养分含量较低，更有可能是没有树木形成林冠层的遮蔽，导致降雨对土壤养分的淋溶更高，不利于土壤养分积累。

土壤酶活性的变化与土壤地被覆盖物的数量和质量有关，而地被覆盖物的种类和数量受不同植被类型及恢复年限等因素的影响，因而对土壤酶活性也有影响。不同植被恢复模式在0～20 cm和20～40 cm土层的土壤酶活性比较发现，I-1模式土壤磷酸酶和脲酶活性要优于其他模式，I-1模式配置有3种乔木树种，其树种多样性高于其他模式。有研究表明物种多样性提高，能够增加土壤微生物量和种类，从而促进土壤的酶活性[15]。张笑培等[16]对黄土高原荆条 (Vitexnegundovar.heterophylla) 林、不同年限刺槐林、紫苜蓿地与农地的对比研究表明，土壤蔗糖酶与土壤氮含量和有机质含量密切正相关。这与本研究土壤蔗糖酶与土壤养分关系一致。III-1模式中刺槐和紫花苜蓿都是固氮植物[17]，并且生长量大，使得更多的植物残体进入土壤提高土壤有机质含量，从而利于土壤蔗糖酶的积累。而I-2模式土壤酶活性 (除过氧化氢酶外) 均为最低，不利于土壤酶活性的提高，虽然有固氮植物，但该地段土壤容重过大，透气性差抑制了土壤微生物活动。

过氧化氢酶为氧化还原酶，它在植被恢复过程中的活性变化不同于蔗糖酶、磷酸酶和脲酶等水解酶[18]。本研究中也发现土壤过氧化氢酶在不同植被恢复模式和土层间均无显著差异，表现出不同于其他土壤酶的稳定性，也与土壤养分指标无显著相关性。黄懿梅等[19]研究认为，随着植被恢复年限的延长，促使土壤有机碳积累增加，形成还原条件的土壤环境抑制了过氧化氢酶活性的增强。而蔡立佳等[20]研究发现，不同退耕年限杨树林地过氧化氢酶活性显著高于农地，且随着林地年限的延长其活性逐渐增强。过氧化氢酶不同的变化情况说明在植被生态恢复过程中，植被类型选择及退耕年限的确定对土壤过氧化氢酶活性的影响很大，而对于过氧化氢酶活性的异常变化需要进行深入研究。

一般认为，随着植被恢复过程的不断推进，土壤表层枯落物厚度的增加使地表升温，空气热交换高于深层土壤，因而表层土壤酶活性很高，使得土壤酶活性具有明显的表聚效应。刘飞渡等[21]发现，红壤丘陵区0～40 cm土层的脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶活性随土层深度的增加而逐渐下降。而本研究中土层间土壤养分特征和土壤酶活性没有显著差异，其原因可能是是生态移民前，耕作层 (一般低于40 cm) 长期被翻耕，导致了土壤结构层次被破坏，使得0～20 cm和20～40 cm土层差异不显著。由于植物栽植时间只有4 a，不同植被恢复模式的植物根系及其分泌物对土壤养分和土壤酶活性的分层影响还未显现出来。随着植被恢复年限的延长和淋溶作用，土壤分层结构将趋于显著[22]。因此，随着植被恢复年限的增加，土壤酶活性的土层间差异将会显著。

有研究认为，因自然恢复其投入成本少，自然生长的植物适应力强，建议植被恢复建设以自然恢复 (封育) 为主[23]。但本研究发现，部分人工配置的植被恢复模式其土壤养分积累和土壤酶活性优于自然恢复模式。由于自然恢复初期植被一般以当地野生草本为主，其物种生长对土壤养分争夺激烈，因此不利于土壤养分的积累和土壤酶活性的提高。为了构建稳定的土壤生态环境，可以采用人工定向恢复技术，构建合理的乔灌草体系，进而提高生态系统总体的生态效益。