沙化草地生态恢复对土壤生物学肥力的影响

胡嗣佳，胡 容，蒲玉琳,，王奥博，向 双，龙高飞，张世熔，贾永霞，徐小逊

(1.四川农业大学资源学院，四川 成都 611130； 2.中国科学院山地生态恢复与生物资源利用重点实验室，生态恢复与生物多样性保育四川省重点实验室 中国科学院成都生物研究所，四川 成都 610041；3.四川省地质矿产勘查开发局成都水文地质工程地质队，四川 成都 610072；4.四川农业大学环境学院，四川 成都 611130)

全球2/3的国家面临土地荒漠化威胁，而我国是荒漠化现象最严重的国家之一[1]。在我国已利用的2 200万hm2草地中，80余万hm2出现沙化[2]。沙化导致草地生物量大幅减少，土壤质量骤降，不仅降低了草地经济生产力，还削弱了草地生态调节功能[3-4]。因此，沙化草地治理恢复不仅是保障草原地区社会经济发展的重要措施，更是恢复草地生态调节功能、维持全球生态平衡的必要举措[5]。

土壤肥力是评价沙化草地治理效果的重要参考依据，在土壤物理、化学、生物肥力体系中，又以生物肥力对环境变化响应最为敏感[6]。土壤生物肥力以微生物和酶活性为特征，二者是土壤中营养元素转化的重要机制和生物化学过程的重要动力[7-8]。土壤生物学肥力是土壤肥力系统的核心，常用于表征土壤质量的演变[9-12]。无论是土地退化条件下还是退化土地生态恢复模式下，土壤生物学肥力的变化是值得研究的重要课题。

若尔盖高寒草地位于青藏高原东南缘，是我国长江、黄河两大水系的水源涵养地，也是隔离西北干旱区的天然屏障。20世纪60年代以来，由于过度放牧，加之鼠虫灾害，若尔盖草地出现了严重退化，1990-2013年间，若尔盖沙化草地增加近2万hm2。草地沙化导致当地畜牧业减产，并对长江、黄河中下游地区生态环境造成了影响。为改善这一状况国家和地方政府采取一系列措施治理该地区沙化草地，初见成效。在青藏高原干暖化背景下，生物学肥力同活性有机碳及碳库管理指数一样，是反映生态恢复措施下土壤环境是否始终维持在适合植物生长状态的首选和敏感指标。目前，对于该地区生物学肥力的研究表明,不同的生态恢复措施能够不同程度地提高土壤微生物量、酶活性，如围栏加人工种植灌草的沙地中土壤微生物量碳、氮含量明显提高[13]，燕麦和草种混播模式下蔗糖酶、脲酶等活性高于只播散草种的草地[14]。但这些研究都是就单因子微生物量或酶的比较，未将微生物数量与活性酶一起纳入，综合定量评价生态恢复措施对土壤生物学肥力的影响。

因此，本研究以若尔盖县不同恢复模式和年限下的土壤为对象，研究其微生物数量、微生物生物量和酶活性的变化，并对生物学肥力进行综合定量评价，来确定不同生态恢复模式的恢复效果，筛选最优恢复模式和年限，为若尔盖高寒沙化草地优化模式的推广和管理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

若尔盖县地处青藏高原东南边缘的若尔盖高原，位于32°56′-34°19′ N，102°08′-103°39′ E，平均海拔3 500 m，地貌以高原丘陵为主，水系主要为黄河支流白河和黑河。该区属于大陆性季风高原型气候区，四季不分明，但有明显的冷暖两季；年均温1.6 ℃，极端高温为24.6 ℃，极端低温为-33.7 ℃，年均降水量464.8 mm，主要集中于5-9月，年蒸发量1 030.0 mm，年均日照时长约为2 389 h，相对湿度64%，平均风速2.4 m·s-1，最大风速40 m·s-1。

本研究土壤以草甸土和亚高山草甸土退化而成的风沙土为主，植被以草本和灌丛为主。20世纪50、60年代以来，受自然和人为因素影响，若尔盖沙化草地面积增加，表现为植被减少，优质牧草被狼毒等有毒植物取代。土壤物理性质变差，有机质和养分含量下降，从而导致该区域的土壤更易受到风力侵蚀，沙化程度加剧，斑块状的沙化草地面积扩大，连为片状。进行生态恢复后，人工种植的植被主要为燕麦(Avenasativa)、早熟禾(Poapratensis)、垂穗披碱草(Elymusnutans)和高山红柳(Tamarixramosissima)。

1.2 土壤样品采集

若尔盖县沙化草地集中分布在西北部的辖曼乡、黑河乡和阿西乡，主要的恢复模式为围栏禁牧草本模式(enclosure plus grass,EG)、围栏禁牧灌草间作模式(enclosure intercropping shrub-grass,ESG)和围栏禁牧沙障+灌草模式(enclosure plus sand-barrier and shrub-grass,ESSG)。在2016年8月按照下述步骤与方法进行样地调查与样品采集。首先根据若尔盖林业局沙化草地恢复治理资料、Google earth遥感影像图结合野外实地勘察和访问法，选择三种生态恢复模式的典型样地，各样地在进行恢复之前的沙化程度基本一致，然后记录植被类型、生长情况，确定不同样地的修复年限，各类样地基本情况如表1所列。最后，根据地形变化和不同恢复年限，在不同恢复模式下的每个样地中选择3个2 m×2 m的样方，每个样方按对角线法布设5点，采集0-10、10-20、20-40 cm土壤，再将3个样方同一土层的土样混合，并缩分至500 g左右，冰袋保存带回室内4 ℃保存，用于测定生物学指标。同时，在每种生态恢复样地周边未修复的区域以相同的方法采集土样作为对照(0 a)。

表1 样地基本情况Table 1 The basic situations of sampling plot

CK，未恢复的沙化草地；EG，围栏禁牧草本模式；ESG，围栏禁牧灌草间作模式；ESSG，围栏禁牧沙障+灌草间作模式，下同。

CK, unrecovered desertification grassland; EG, enclosure plus grass; ESG, enclosure plus shrub-grass; ESSG, enclosure plus sand-barrier and shrub-grass, similarly for the following tables and figures．

1.3 测定方法

植被覆盖度采用点样法测定；土壤微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸提取-重铬酸钾外加热法测定；微生物量氮(MBN)采用氯仿熏蒸提取-茚三酮比色法测定；脲酶采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定；蔗糖酶和淀粉酶采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定；蛋白酶采用福林酚比色法测定；中性磷酸酶和碱性磷酸酶采用磷酸苯二钠比色法测定；可培养微生物数量采用稀释平板计数法测定。

细菌的培养基为牛肉膏蛋白胨，真菌的为马丁氏，放线菌的为改良高氏一号。

1.4 数据分析

在Excel 2010和SPSS 19.0平台进行数据统计和分析，用平均值和标准误表示结果，采用单因子方差分析和最小显著性差异法(LSD)进行各生物学指标的差异显著性检验，其中不同生态恢复模式之间的比较采用7～9 a和≥15 a的数据。采用Excel 2010制图。采用主成分分析确定单项评价指标权重，建立隶属度函数，各指标采用升型函数[15]：

Ui=(Ximax-Xij)/(Ximax-Ximin)

式中：Ui为第i个指标的隶属度值，Xij为各肥力因子值，Ximax和Ximin为第i个因子的最大值和最小值。

最后利用综合评价法计算土壤生物肥力指数(biological fertility index, BFI)，计算公式如下：

式中：Wi为第i个指标的主成分载荷，Ui为第i个指标的隶属度值，n是指标个数。

2 结果

2.1 沙化草地不同生态恢复模式下土壤生物学肥力变化

2.1.1土壤生物学肥力因子 3种恢复模式下微生物数量相较于CK均有所增加，且三大微生物类群中细菌数量最多，放线菌次之，真菌最少(图1)。0-10 cm土层，ESG模式下放线菌数量比ESSG显著高53.1%(P<0.05)，EG模式下真菌数量是ESG的1.61倍，而ESG模式下真菌数量又是ESSG的1.85倍，且差异显著(P<0.05)。在10-20 cm土层，ESSG模式下细菌数量分别比EG和ESG显著(P<0.05)高73.3%和86.4%，ESSG模式的下放线菌数量比EG显著高48.9%(P<0.05)。20-40 cm土层中，ESSG模式下细菌数量分别比EG、ESG显著高出62.1%和69.1%(P<0.05)。0-40 cm土层土壤微生物数量的差异主要为ESSG模式下的细菌数量显著高于EG和ESG(P<0.05)。

图1 不同生态恢复模式下土壤微生物数量Fig. 1 Soil microorganisms in different restoration patterns

不同小写字母表示同一土层不同处理间差异显著(P<0.05)。下同。

Different lowercase letters of same soil layer indicate significant differences among treatments at the 0.05 level, similarly for the following figures.

3种恢复模式下微生物量碳(MBC)和微生物量氮(MBN)都显著高于未恢复地(P<0.05)(图2)。0-10 cm土层，MBC和MBN在3种模式下无显著差异(P>0.05)。10-20 cm土层，ESSG模式下MBN含量比EG显著高44.4%(P<0.05)。20-40 cm土层，ESSG模式下MBC和MBN含量显著高于EG和ESG(P<0.05)，其中，MBC含量是EG的2.02倍、ESG的1.63倍，MBN含量是EG的2.12倍、ESG的1.69倍。ESSG模式下全剖面的MBC和MBN显著高于EG。在0-10 cm，EG、ESSG模式下中性磷酸酶分别是ESG的132.8%和135.6%，差异显著(P<0.05)(图3)。10-20 cm土层中，ESSG模式下脲酶、蛋白酶、碱性磷酸酶活性分别是EG的1.41、1.77和1.22倍。ESSG模式下蛋白酶、淀粉酶及中性磷酸酶分别是ESG的1.68、1.79和1.43倍，差异显著(P<0.05)。20-40 cm土层中，ESSG模式下脲酶、蛋白酶、淀粉酶、中性和碱性磷酸酶分别比EG高出93.8%、113.6%、99.9%、58.4%和20.6%。ESSG模式下脲酶、蛋白酶、蔗糖酶、淀粉酶及中性磷酸酶活性比ESG高52.9%、89.5%、32.9%、120.4%及100.9%，且差异显著(P<0.05)。就全剖面而言，除蔗糖酶和碱性磷酸酶外，其余的酶活性大致表现为ESSG>ESG、EG>CK。

图3 不同生态恢复模式下土壤酶活性Fig. 3 Soil enzyme activities in different restoration patterns

2.1.2土壤生物学肥力 利用以上11个评价指标进行主成分分析，评价不同恢复模式下土壤的生物学肥力。主成分分析结果显示，第1个主成分的特征值为8.589，载荷量达到了78.08%，能够代表生物学肥力的大部分原始信息，故采用第1个主成分计算各评价因子的权重值。采用升型隶属函数计算各指标的隶属度值。最后得到三种恢复模式的BFI值(图4)。3种恢复模式与CK间的BFI值差异显著，且在全剖面上，ESSG模式的BFI值比EG显著高41.5%，比ESG显著高43.1%(P<0.05)。

2.2 沙化草地不同生态恢复年限下土壤生物学肥力变化

2.2.1土壤生物学肥力因子 EG模式下，3种微生物的数量随恢复年限的增加而增加(图5)。0-10 cm土层，≤5、7～9、≥15 a的细菌、放线菌和真菌数量相较未恢复地的显著增加，且7～9和≥15 a的细菌、真菌数量较≤5 a也显著增加(P<0.05)。10-20 cm土层，≥15 a的3种微生物数量显著高于未恢复地(P<0.05)。20-40 cm土层，≥15 a的细菌和真菌数量较未恢复地有显著提高(P<0.05)。ESG模式下，0-10 cm土层中，3种微生物数量呈现≥15 a的显著高于≤5和7～9 a(P<0.05)，≤5年和7～9 a的又显著高于未恢复地(P<0.05)。10-20 cm土层中恢复地的细菌数量显著高于未恢复地(P<0.05)，≥15年的放线菌和真菌数量显著高于未恢复地、≤5和7～9 a(P<0.05)。在20-40 cm，≥15 a的细菌和真菌数量显著高于未恢复地(P<0.05)。

图4 不同生态恢复模式下土壤生物学肥力指数得分Fig. 4 Synthetic score of soil BFI in different restoration patterns

图5 EG和ESG模式不同恢复年限下土壤微生物数量Fig. 5 Soil microorganisms of different restored years in EG and ESG patterns

EG模式下，土壤MBC和MBN含量随着恢复年限的增加而显著增加(图6)。0-10 cm，≤5、7～9和≥15 a的MBC含量显著高于未恢复地(P<0.05)。10-20和20-40 cm中，7～9和≥15 a MBC含量显著高于未恢复地和≤5 a的(P<0.05)。而MBN含量在3个土层皆为≥15 a的显著高于≤5、7～9 a。ESG模式下，除20-40 cm下≤5 a的MBC外，其余土层和年限下的MBC、MBN皆显著高于未恢复地(P<0.05)。其中，3个土层下，≥15 a的MBC、MBN含量也显著高于≤5和7～9 a(P<0.05)。

EG模式下，土壤脲酶等6种酶活性随恢复年限的增加而显著提高(P<0.05)(图7)。0-10 cm，6种酶活性表现为≥15 a的显著高于其余恢复年限，≤5和7～9 a的又显著高于未恢复地(P<0.05)。其中，7～9 a的蛋白酶、蔗糖酶和淀粉酶活性显著高于≤5 a的。10-20 cm土层，中性磷酸酶在3种恢复年限下无显著差异(P>0.05)，其余5种酶活性表现为在≥15 a下较≤5、7～9 a显著增加。20-40 cm，≥15 a的脲酶、蛋白酶和淀粉酶相比≤5和7～9 a的显著提高(P<0.05)。ESG模式下，3种恢复年限下，除淀粉酶和碱性磷酸酶，土壤酶活性大致表现为15 a及以上>7～9、5 a及以下>未恢复地(图7)。0-10 cm土层，除脲酶外，其余酶活性在≤5、7～9、≥15 a都显著高于未恢复地(P<0.05)，且≥15 a的脲酶、蛋白酶、蔗糖酶和中性磷酸酶活性显著高于≤5和7～9 a。而在10-20 cm，仅脲酶和蛋白酶在3种恢复年限间有显著差异。20-40 cm土层，≥15 a的脲酶、蛋白酶和蔗糖酶较≤5 a的有显著提高。

图6 EG和ESG模式不同恢复年限下土壤微生物量Fig. 6 microbial biomass carbon and microbial biomass nitrogen of different restored years in EG and ESG patterns

2.2.2土壤生物学肥力 EG和ESG模式下11个指标的主成分分析结果显示，EG模式下第1个主成分的特征值为9.058，贡献率为82.35%，ESG模式下前两个主成分的特征值分别为8.195和1.015，贡献率为74.50%和9.23%，累积贡献率为83.73%，能够表征生物学肥力大部分的原始数据信息。土壤生物学肥力指数如图8所示，EG和ESG模式下均为：全剖面的BFI值在≤5 a和7～9 a时显著高于未恢复地，却显著低于≥15 a(P<0.05)。

3 讨论

3.1 沙化草地不同生态恢复模式对土壤生物学肥力的影响

不同土层，土壤生物学肥力指标在3种模式之间的差异不一致。0-10 cm土层，EG模式下土壤生物学肥力指标略高于ESG和ESSG，但在10-20和20-40 cm土层中，各指标则表现为ESSG模式高于EG。造成这种现象的原因，一方面是因为草本植物年际凋落物的归还量大，有机物质在土壤表层的积累为微生物的生长提供了养分与能量，从而促进了根系与微生物酶的分泌[16]；另一方面是灌木在生长过程中为适应强风环境，将更多的生物量转移到了地下部分，影响了土壤中养分的分配，同时根系分泌物中的糖类、氨基酸等养分促进了深层土壤中微生物的繁殖与代谢活动，提高了土壤酶活性[17-18]。

EG和ESG模式下生物学肥力指标大致随土层深度加深而减少，但ESSG模式下却在10-20或20-40 cm土层达到最大值。究其原因，一方面是ESSG模式下植被盖度相对较低(表1)，抵御风沙能力相对较弱，表层土壤仍受风蚀和风积作用的影响，土壤含沙粒较多而养分不足[19]；另一方面是ESSG模式下的灌木根系更发达，扎根更深，凭借根系生长，既能促进深层土壤中微生物的生长，又能提高酶活性[12,18]。

因为沙障的设立能够增加地表粗糙度，减弱风力侵蚀，同时也能有效固定流沙，一定程度拦截外来沙源，为植被的生长提供更好的条件，从而改善土壤肥力状况[20-21]。所以ESSG模式下土壤生物学肥力最优(图4)。沙障的固沙效益在毛乌素沙地得到了印证，沙障和植被共同作用的沙丘在移动速度上显著低于只采取植被固定措施的沙丘[22]。同时沙障也在科尔沁沙地生态恢复上发挥着巨大的作用，不仅能降低风速，更能拦截植物种子，使植物能在沙障周围扎根生长，从而改善沙化草地的植被状况[23]。

图7 EG和ESG模式不同恢复年限下土壤酶活性Fig. 7 Soil enzyme activities of different restored years in EG and ESG patterns

图8 EG和ESG模式下不同恢复年限的生物学肥力指数得分Fig. 8 Synthetic score of soil BFI of different restoration ages in EG and ESG patterns

3.2 沙化草地不同生态恢复年限对土壤生物学肥力的影响

本研究中，各项生物学肥力指标在各土层中的年际变化规律大致相同，皆为≥15高于7～9高于≤5 a。但部分指标在≤5 a恢复地的略高于7～9 a。这是由于沙土中养分含量较低，在若尔盖沙化草地生态恢复治理的初期，为了保证植物生长有足够的养分，通常会加施腐熟的牛羊粪等肥料，大量的外来有机物质促进了微生物的繁殖，导致了≤5 a的土壤微生物数量较多，也提高了土壤中的酶活性，而随着年限的增加，种植初期施用的肥料逐渐被消耗完，微生物数量及酶活性便略有减少[24-25]。

≤5和7～9 a恢复地生物学肥力指标垂直变化规律性不强，但当沙化草地恢复时间超过15 a后，各指标的垂直变化规律性基本一致：随土层深度增加而减少。这是因为在生态恢复初期，植被和土壤之间的交互关系尚不稳定[26-27]。此外，外部因素如施肥、沙尘覆盖等也影响着微生物在土层中的垂直分布。而随着恢复年限的增加，植被和土壤之间的养分循环趋于稳定，植被通过凋落物等向土壤输入的有机质也随之增加，土壤的物理性质与氮、磷等养分状况也因此改善，从而改善了土壤生物学肥力性质[28-30]。

EG和ESG模式下土壤生物学肥力指数均随年限增加而提高(图8)。这与斯贵才等[31]关于当雄县高寒草原的研究结果相似。随着恢复年限的增加，植物的固沙效应逐渐发挥出来，在地上部分，植被增加了下垫面粗糙度，降低了风速，减弱了风力侵蚀，同时植被的凋落物为土壤输入了大量的有机物，为微生物的生长和酶的产生提供了丰富的能源[32-33]。在地下部分，植物根系的生长，能向土壤中释放养分，有利于微生物的生长，提高酶活性[18]。此外，≤5 a恢复地的生物学肥力指数已显著高于未恢复地，证明即使是短期的生态恢复也对若尔盖沙化草地有明显的修复效果。生态恢复的短期效益也在干旱、半干旱地区得到显现，如在宁夏围封5年时植被数量特征值已有显著提高，在伊朗，围封4 a的草场在植被覆盖度和土壤碳、氮含量及颗粒组成上都有显著改善[34-35]。土壤生物学肥力在若尔盖沙化草地恢复年限超过15 a后仍呈现增加的趋势。但在宁夏盐池，草地物种多样性在封育10 a后有所下降[34]；在甘肃天祝，围封对退化草地的恢复效益在4年后显著降低[36]。造成这种差异的原因可能是若尔盖的水分条件较宁夏等西北地区更优[13]，人工种植植被和设置沙障对沙化草地的恢复作用时期也更长。这一趋势表明若尔盖草地在15 a之后仍有恢复的潜力，其最佳恢复年限有待进一步研究。

4 结论

3种生态恢复措施均能够有效地提高若尔盖沙化草地的微生物数量、微生物量、酶活性及生物学肥力指数，其中围栏禁牧沙障+灌草间作模式的效果优于围栏禁牧灌草间作模式与围栏禁牧草本模式。因此在沙化地区布设沙障和种植灌木是有效的固沙措施，能为植物的生长营造良好的土壤环境。在本研究的年限范围中，围栏禁牧草本模式和围栏禁牧灌草间作模式下土壤生物学肥力随恢复年限增加而提高，表明生态恢复措施改善若尔盖沙化草地土壤质量的效应随恢复时间的增加而逐渐增大，并且这些恢复措施在15 a之后效果仍然显著，尚未达到临界年限，其最佳恢复年限有待进一步研究。