地震滑坡迹地的植物群落与土壤恢复效果评价

段晨松,张全建,龚 旭,张远彬

1 中国科学院水利部成都山地灾害与环境研究所, 成都 610041 2 中国科学院大学, 北京 100049

地震滑坡是大陆山区大地震活动中最常见且破坏最大的次生地质灾害,其不仅给山区人民生命财产和经济建设带来重大损失,而且对区域生态系统造成巨大破坏,已成为制约山区发展的主要因素之一[1-2]。1999年台湾大地震诱发的滑坡达20000多处,面积约11 km2,对生物栖息地和地表景观造成不同程度的破坏[3]；2008年汶川大地震,滑坡造成的损毁面积高达1103 km2,四川森林生态系统服务价值损失约1055.88亿元[4]；2015年尼泊尔廓尔喀大地震诱发的滑坡约24915处,面积达87 km2[5]；2016年日本熊本大地震诱发的滑坡占流域面积的2.20%,造成的林业损失约10.81亿元,对地表植被造成极大损毁,影响区域生态系统服务与可持续发展[6]；2018年北海道地震滑坡6000多处,面积达400 km2,在很大程度上改变了土地覆盖[7]。地震滑坡灾害不仅损毁区域内植被及野生动物栖息地,使动植物生境破碎化,生物多样性逐渐降低；而且严重破坏土壤结构,影响土壤质量,干扰土壤生物,带来一系列生态问题,导致区域生态系统服务功能下降,威胁区域生态安全[8-9]。

为了加快震后生态环境的恢复重建,社会各界积极着手灾区恢复工作,地震滑坡迹地通常采用人工恢复和自然恢复两种方式。其中,自然恢复方式是自然主导下的演替恢复,不通过人工辅助手段,完全依靠自然演替恢复受损或退化生态系统；而人工恢复是人类主导下的恢复演替,通过辅以人工措施,往往在一定程度上可以加快受损或退化生态系统的恢复,如采取抗滑桩、排水孔、水平阶等工程措施及种草、植树等植被恢复措施[10-11]。

目前,已有不少学者对地震滑坡迹地的植物群落或土壤性质进行调查研究,主要是针对某局部区域或某几个地震滑坡迹地分析其植物群落特征,或通过“空间替代时间”分析其土壤恢复情况,还有一些学者结合RS和GIS等方法探讨地震滑坡迹地的植被恢复状况或土壤养分空间分布特征[12-14]；也有学者应用简单相关、灰色关联等方法分析植物群落与土壤性质的关系,而对地震滑坡迹地的植物群落与土壤在不同恢复方式下的综合恢复效果鲜有研究报道[15-16]。龙门山因其特殊的地理位置和复杂的地质构造,是地质灾害高易发的活动断裂带,同时是我国极其重要的生态屏障区,5·12汶川地震对区域植被和土壤造成极大损毁,严重威胁区域生态安全,而龙门山东坡人居环境更为重要,需密切关注震后的生态恢复情况。

本文以四川龙门山东坡的地震滑坡迹地为研究对象,通过调查分析不同恢复方式下的植物群落特征和土壤性质,了解滑坡迹地的植物群落和土壤恢复情况；并基于模糊数学模型,结合主成分分析,定量评价地震滑坡迹地的植物群落与土壤综合恢复效果,分析栽植乔木树种和整地方式(水平阶整地、穴状整地)对地震滑坡迹地综合恢复率的影响。为震后区域生态系统的快速恢复以及地震滑坡迹地生态恢复措施的完善提供理论依据,对区域生态建设具有重要的现实指导意义。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

四川龙门山位于成都平原西北方向,是川西高原与四川盆地的天然分界线,其地理位置为102.80°—106.22°E,30.62°—33.38°N。龙门山后山断裂(茂县—汶川断裂)、中央断裂(北川—映秀断裂)和前山断裂(安县—都江堰断裂)构成了龙门山断裂带,频繁的构造运动使得该区域的地质条件、岩性等变得脆弱,呈现出高山和深谷相间的地貌格局,在龙门山东西向约70—150 km的水平距离内,垂直高差达4000 m左右,地形陡峻。以龙门山脉为界,东坡为亚热带湿润季风气候,多年平均年降水量1000—2200 mm,年均温15.0℃左右；西坡主要为岷江干旱河谷区,多年平均年降水量500—800 mm,年均温12.0℃左右。龙门山东坡的植被类型随着海拔的增加依次为常绿阔叶林、常绿落叶阔叶混交林和亚高山针叶林；西坡的植被类型沿着海拔梯度依次为干旱河谷灌丛、针阔混交林、亚高山针叶林。龙门山东坡的土壤类型主要为黄壤、山地黄棕壤和灰棕壤；西坡土壤类型主要为燥褐土、石灰性褐土、棕壤,河谷褐土发育,土壤结构松散。龙门山东西坡的人口分布明显不均衡,东坡人口密度较大,人居环境更为重要,需密切关注地震灾区的生态恢复情况[17]。

1.2 试验设计

在龙门山东坡选择4个样区,每个样区选取海拔、坡度、坡向等基本一致的人工恢复地震滑坡迹地(A)、自然恢复地震滑坡迹地(N)和邻近未受损区(C)(图1)。所选取的地震滑坡迹地均是由5·12汶川地震产生的完整碎石滑坡,且未发生二次滑坡。各样区的经度、纬度、海拔、坡度、坡向等基本信息见表1。2018年4月,采集土壤样品,在每个样区按S形布置9个采样点,每个样点采0—20 cm的表层土壤约1 kg,并用100 cm3的环刀采集土样用于测定土壤物理性质,将一部分鲜土放入4℃冰箱保存用于测定土壤生物性质。2018年9月,进行植物群落调查,在每个样区的坡上、坡中、坡下分别随机布设1个10 m×10 m的样地调查乔木群落,记录乔木层的植物名称、树高(m)、胸径(cm)、郁闭度(%)、物候等；按S形设置9个2 m×2 m的灌木样方(与土壤采样点相对应),记录灌木层的植物名称、株高(cm)、基径(mm)、层盖度(%)、物候等；在每个灌木样方内随机布设1个1 m×1 m的草本样方,记录草本层的植物名称、株高(cm)、株数、层盖度(%)、物候等；并在每个灌木样方随机布设1个50 cm×50 cm的小样方,将草本层的地上植物全部收获,用于测定草本层的地上生物量。

图1 龙门山区及采样区分布示意图

表1 样区基本信息

1.3 测定方法

土壤机械组成用马尔文激光粒度仪测定,土壤粒级根据国际制划分标准,土壤黏粒(0, 0.002]mm、粉粒(0.002, 0.02]mm、砂粒(0.02, 2]mm；土壤容重和孔隙度用环刀法测定；土壤pH值采用电位法测定；土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法-外加热法测定；全氮含量采用开氏蒸馏法测定；全磷含量采用NaOH熔融-钼锑抗比色法测定；全钾含量采用NaOH熔融-火焰光度法测定；碱解氮含量采用碱解扩散法测定；有效磷含量采用NaHCO3浸体-钼锑抗比色法测定；速效钾含量采用NH4OAc浸体-火焰光度法测定；土壤阳离子交换量采用盖德洛依茨法测定；土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸-重铬酸钾容量法-外加热法测定；土壤微生物生物量氮采用氯仿熏蒸-开氏蒸馏法测定；土壤脱氢酶活性采用TTC还原法测定；蛋白酶活性采用茚三酮比色法测定；脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定；磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定；蔗糖酶活性采用磷酸铜比色法测定[18]。

植物样品先在105℃下杀青30 min,然后在75℃下烘至恒重,用于测定草本层的地上生物量。

1.4 数据分析

1.4.1植物群落α多样性指数

Margalef丰富度指数Dm[19]

式中,M为群落中的物种数,N为总的个体数。

Simpson优势度指数Ds[20]

式中,ni为第i个种的个体数,N为总的个体数。

Shannon-Wiener多样性指数H[21]

式中,M为群落中的物种数,Pi为第i个种的个体数占所有种个体数的比例。

Pielou均匀度指数J[22]

式中,M为群落中的物种数,H为Shannon-Wiener多样性指数。

1.4.2恢复率

用ΔR表示综合得分的变化率,以更好地解释与自然恢复相比,人工恢复地震滑坡迹地植物群落与土壤的综合恢复率。

式中,SA是人工恢复地震滑坡迹地的综合得分,SN是自然恢复滑坡迹地的综合得分。

1.4.3统计分析

本文数据运用IBM SPSS Statistics 22进行分析,对采取不同人工措施的地震滑坡迹地的植物群落与土壤的综合恢复率进行t检验；对人工恢复、自然恢复地震滑坡迹地和未受损区的植物群落特征和土壤性质,乔木层、灌木层和草本层的α多样性指数,以及土壤机械组成的差异做单因素方差分析(One-way ANOVA),并采用Tukey方法进行显著性检验。所有数据均用平均值±标准误表示。统计结果使用软件SigmaPlot 10.0制图。

1.5 综合恢复效果评价

1.5.1构建评价指标

综合考虑植物群落特征和土壤性质,本研究选取了37个候选指标,分别是：乔木层郁闭度(Ct)、乔木层Margalef丰富度指数(Dmt)、乔木层Simpson优势度指数(Dst)、乔木层Shannon-Wiener多样性指数(Ht)、乔木层Pielou均匀度指数(Jt)、灌木层盖度(Cs)、灌木层Margalef丰富度指数(Dms)、灌木层Simpson优势度指数(Dss)、灌木层Shannon-Wiener多样性指数(Hs)、灌木层Pielou均匀度指数(Js)、草本层盖度(Ch)、草本层Margalef丰富度指数(Dmh)、草本层Simpson优势度指数(Dsh)、草本层Shannon-Wiener多样性指数(Hh)、草本层Pielou均匀度指数(Jh)、草本层地上生物量(Bh)、土壤黏粒含量(Clay)、粉粒含量(Silt)、砂粒含量(Sand)、容重(BD)、孔隙度(P)、pH值(pH)、有机质含量(SOM)、全氮含量(TN)、全磷含量(TP)、全钾含量(TK)、碱解氮含量(AN)、有效磷含量(AP)、速效钾含量(AK)、阳离子交换量(CEC)、微生物生物量碳(MBC)、微生物生物量氮(MBN)、脱氢酶活性(DA)、蛋白酶活性(ProA)、脲酶活性(UA)、磷酸酶活性(PhoA)和蔗糖酶活性(SA)。

运用主成分分析,首先,根据特征值不小于1和累积方差贡献率不小于85%,提取主成分。然后,在每个主成分中,选出不小于最大载荷值90%的指标,对其进行Pearson相关分析,将相关系数之和最大的指标作为评价指标；若相关系数之和最大的指标不止一个,则选取载荷值较大的指标；若不小于最大载荷值90%的指标只有一个,则该指标直接作为评价指标[23]。

1.5.2指标权重

根据主成分分析得到所选取指标的公因子方差,计算各指标的权重Wi。

式中,n是综合评价的指标个数,Ci是第i个指标的公因子方差。

1.5.3综合评价模型

基于模糊数学模型,计算植物群落与土壤性质的综合得分S。S值越大,表示地震滑坡迹地的植物群落与土壤综合恢复效果越好,反之则越差。

式中,n是综合评价的指标个数,Wi是指标i的权重,Fi是指标i离差标准化后的值。

2 结果与分析

2.1 不同恢复方式的植物群落特征

2.1.1物种组成

地震滑坡迹地除人工栽植的桤木(Alnuscremastogyne)、刺槐(Robiniapseudoacacia)、柳杉(Cryptomeriafortunei)外,还主要有山槐(Albiziakalkora)、盐肤木(Rhuschinensis)等乔木。灌木层和草本层均具有明显优势种,灌木层以蜡莲绣球(Hydrangeastrigosa)、火棘(Pyracanthafortuneana)、川莓(Rubussetchuenensis)、粉花绣线菊(Spiraeajaponica)等为主；草本层以阴地蒿(Artemisiasylvatica)、荩草(Arthraxonhispidus)、芒(Miscanthussinensis)、打破碗花花(Anemonehupehensis)、问荆(Equisetumarvense)等为主。样区1地震滑坡迹地和未受损区的共有种是蜡莲绣球、阴地蒿、打破碗花花、求米草、显子草、黄鹌菜等,样区2的共有种为桤木、阴地蒿、打破碗花花等,样区3的共有种有川莓、粉花绣线菊、空心泡、荩草、糯米团、序叶苎麻、薄叶新耳草、软刺蹄盖蕨等,样区4的共有种为柳杉、杉木等(表2)。

2.1.2数量特征

人工恢复和自然恢复地震滑坡迹地的乔木层平均高度和平均胸径显著小于邻近未受损区(P<0.05,图2)；人工恢复与自然恢复的乔木层平均高度和平均胸径均差异不显著(P>0.05,图2)。

图2 各样区乔木层的平均高度和平均胸径

人工恢复地震滑坡迹地的灌木层平均基径与邻近未受损区无显著性差异(P>0.05,表3),自然恢复滑坡迹地的灌木层平均基径、盖度与邻近未受损区差异不显著(P>0.05,表3)。栽植不同树种的地震滑坡迹地的灌木层平均高度、基径和盖度存在一定差异。样区1-A的灌木层平均盖度显著大于未受损区,而样区2-A显著小于未受损区(P<0.05,表3)；样区3-A的灌木层平均高度大于未受损区(P>0.05,表3),而样区4-A显著小于未受损区(P<0.05,表3)。样区1-A的灌木层平均高度、基径和盖度大于自然恢复,而样区2-A小于自然恢复(P>0.05,表3),平均盖度的差异显著(P<0.05,表3)；样区3-A的灌木层平均基径显著小于自然恢复(P<0.05,表3),而样区4-A大于自然恢复(P>0.05,表3)。

栽植不同树种的地震滑坡迹地的草本层平均高度和盖度存在一定差异。样区1-A的草本层平均盖度显著小于未受损区,而样区2-A显著大于未受损区(P<0.05,表3),样区1-A和2-A的草本层平均高度均大于未受损区,无显著性差异(P>0.05,表3)；样区3-A的草本层平均高度小于未受损区(P>0.05,表3),而样区4-A显著大于未受损区(P<0.05,表3),样区3-A和4-A的草本层平均盖度均显著大于未受损区(P<0.05,表3)。自然恢复滑坡迹地的草本层平均高度和盖度均大于邻近未受损区。样区1-A的草本层平均盖度显著小于自然恢复(P<0.05,表3),而样区2-A显著大于自然恢复(P<0.05,表3)；样区3和4的人工恢复滑坡迹地的草本层平均高度和盖度与自然恢复无显著性差异(P>0.05,表3)。采取不同整地方式的地震滑坡迹地的草本层地上生物量存在一定差异。样区1-A和2-A的草本层地上生物量小于邻近未受损区,而样区3-A和4-A的草本层地上生物量大于未受损区(P>0.05,表3)。样区1-A和2-A的草本层地上生物量大于自然恢复,而样区3-A和4-A小于自然恢复(P>0.05,表3)。

表3 各样区灌木层和草本层的数量特征

2.1.3多样性

各样区垂直层的Margalef丰富度指数、Simpson优势度指数、Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀度指数计算结果显示,地震滑坡迹地的草本层α多样性与邻近未受损区无显著性差异(P>0.05,图3)；人工恢复地震滑坡迹地的乔木层α多样性小于邻近未受损区；自然恢复地震滑坡迹地的灌木层Simpson优势度指数和Pielou均匀度指数与未受损区差异不显著(P>0.05,图3)。人工恢复与自然恢复滑坡迹地的灌草层α多样性均无显著性差异(P>0.05,图3)。人工恢复滑坡迹地的α多样性呈现出草本层大于乔木层,自然恢复的草本层α多样性大于灌木层。

图3 各样区垂直层的α多样性

2.2 不同恢复方式的土壤性质

各样区的土壤黏粒含量均显著小于粉粒含量和砂粒含量(P<0.05,表4)。除样区1-N外,地震滑坡迹地的土壤容重显著大于邻近未受损区(P<0.05,表4),土壤孔隙度显著小于未受损区(P<0.05,表4)。人工恢复与自然恢复地震滑坡迹地的土壤容重和孔隙度均无显著性差异,样区1-A和4-A的土壤容重大于自然恢复(P>0.05,表4),土壤孔隙度小于自然恢复(P>0.05,表4)；样区2-A和3-A的土壤容重小于自然恢复(P>0.05,表4),土壤孔隙度大于自然恢复,无显著性差异(P>0.05,表4)。

人工恢复地震滑坡迹地的土壤有机质、全氮和碱解氮含量显著小于邻近未受损区(P<0.05,表4)；自然恢复滑坡迹地的土壤全磷、碱解氮和有效磷含量显著小于未受损区(P<0.05,表4)；地震滑坡迹地的土壤pH值和阳离子交换量与未受损区差异显著,样区1、2和3的显著大于未受损区,样区4的显著小于未受损区(P<0.05,表4)。栽植不同树种的地震滑坡迹地的土壤化学性质存在一定差异。样区1-A的土壤全磷含量显著小于1-N,而样区2-A的土壤全磷含量显著大于2-N(P<0.05,表4)；样区1-A的土壤全磷含量显著大于1-N,而样区2-A的土壤全磷含量显著小于2-N(P<0.05,表4)；样区3-A的土壤碱解氮含量显著小于3-N,而样区4-A的土壤碱解氮含量显著大于4-N(P<0.05,表4)。采取不同整地方式的地震滑坡迹地的土壤全钾含量差异显著,样区2-A的土壤全钾含量显著小于2-N,而样区3-A的土壤全钾含量显著大于3-N(P<0.05,表4)。

表4 各样区的土壤性质

地震滑坡迹地的土壤微生物生物量碳、微生物生物量氮以及脱氢酶、蛋白酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性小于邻近未受损区。样区1-A和3-A的土壤微生物生物量碳、微生物生物量氮以及脱氢酶、蛋白酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性小于自然恢复,而样区2-A和4-A的大于自然恢复。

2.3 综合恢复效果

通过主成分分析,提取了7个主成分,累计贡献率达86%。第1主成分中的主要影响因子有SOM、TN、AN、MBC、MBN、DA、ProA、UA、SA；第2主成分中的主要影响因子有Dmt、Dst、Ht、Jt；第3主成分中Clay为主要影响因子；第4主成分中的主要影响因子有Ct、BD和P；第5主成分中Hh为主要影响因子；第6主成分中的主要影响因子有Cs、JS、Jh、TK；第7主成分中Dsh为主要影响因子。结合相关分析,选取了7个评价指标,分别是：ProA、Ht、Clay、P、Hh、JS和Dsh(表5)。

根据所选取评价指标的权重和标准化值(表5),构建出植物群落特征与土壤性质的综合评价模型：

表5 综合评价指标及其权重

S=0.16×F(ProA)+0.16×F(Ht)+0.12×F(Clay)+0.15×F(P)+0.14×F(Hh)+0.15×F(Js)+0.13×F(Dsh)

综合评价模型的分析结果显示,地震滑坡迹地的植物群落特征与土壤性质综合得分小于邻近未受损区。其中,人工恢复和自然恢复滑坡迹地的土壤蛋白酶活性、乔木层Shannon-Wiener指数、土壤孔隙度和灌木层Pielou指数得分均小于邻近未受损区(图4)。人工恢复地震滑坡迹地的综合得分小于自然恢复,其中,人工恢复滑坡迹地的土壤蛋白酶活性、乔木层Shannon-Wiener指数、草本层Shannon-Wiener指数和灌木层Pielou指数得分均小于自然恢复,土壤黏粒含量得分大于自然恢复滑坡迹地(图4)。

图4 各样区的植物群落特征与土壤性质综合得分

与自然恢复相比,样区3-A的植物群落与土壤综合恢复率大于0,样区1-A、2-A和4-A的综合恢复率均小于0。样区1-A的综合恢复率高于2-A,差异不显著(P>0.05,图5),样区3-A的综合恢复率显著高于样区2-A和4-A(P<0.05,图5)。地震滑坡迹地在进行水平阶整地后栽植不同树种,其植物群落与土壤的综合恢复率无显著性差异；而进行穴状整地后,栽植刺槐滑坡迹地的综合恢复率显著高于栽植柳杉滑坡迹地；进行穴状整地的综合恢复率显著高于水平阶整地的滑坡迹地。

图5 与自然恢复相比,人工恢复滑坡迹地的植物群落与土壤综合恢复率

3 讨论与结论

植物群落的物种组成、数量特征和多样性是衡量群落结构与功能复杂性的重要指标,反映着受损生态系统的植被恢复程度[24]。本研究结果表明,地震滑坡迹地的植物除人工栽植的桤木、刺槐、柳杉等外,还主要生长有山槐、盐肤木等耐贫瘠、生长迅速的乔木；乔木层的平均高度和胸径显著小于未受损区,这与前人研究结果相似,主要是由于滑坡对植被造成极大损毁[25-26]。人工恢复地震滑坡迹地的乔木层α多样性小于邻近未受损区,这可能与人工恢复时栽植单一乔木树种有很大关系。自然恢复地震滑坡迹地的乔木层α多样性与未受损区无显著性差异；样区3-N的乔木层缺失,这可能与土壤种子库有很大关系[27]。目前,地震滑坡迹地的灌木层和草本层均有明显优势种,自然恢复滑坡迹地的灌木层平均基径和盖度与未受损区无显著性差异,草本层平均高度和盖度大于未受损区,这与前人研究结果相似,说明随着自然演替,植物正逐渐由草本群落向灌木和乔木群落过渡[28]。人工恢复与自然恢复滑坡迹地的灌草层α多样性无显著性差异,这与前人研究结果不一致,汶川震后2—5年人工恢复与自然恢复滑坡迹地的植物群落α多样性的Meta分析结果表明[29],人工恢复地震滑坡迹地的灌木层α多样性指数显著大于自然恢复,草本层α多样性指数显著小于自然恢复。可见,随着植物演替,人工恢复与自然恢复地震滑坡迹地的灌草层α多样性的差异逐渐减小。

土壤性质影响着区域生态恢复的途径和方向[30]。地震滑坡迹地的土壤容重大于邻近未受损区,土壤孔隙度小于未受损区,说明目前龙门山东坡地震滑坡迹地的土壤紧实度仍高于未受损区,这与前人研究结果相似,可能是地震造成的土体挤压和滑坡等地质灾害导致土壤容重增大,总孔隙度降低[31]；也可能由于植物根系的生长和枯枝落叶的分解,改善了土壤结构[32-33]。样区1、2、3地震滑坡迹地的土壤偏碱性,土壤pH值显著大于未受损区,这可能因为滑坡等地质灾害的发生改变了土壤剖面结构,造成深层碳酸盐上翻到表层,从而使受损区的土壤pH值升高；而样区4地震滑坡迹地的土壤偏酸性,土壤pH值显著小于未受损区,这可能由于样区4靠近河流,且由于降水较多,在滑坡体上形成很多河流冲刷沟,小气候较湿润,盐基饱和度较低,故土壤偏酸性[34]。土壤阳离子交换量和pH值变化趋势相同,这主要由于土壤酸碱度是影响土壤胶体可变电荷数量的重要因素,随着土壤pH值升高,土壤胶体可变电荷数量增加,阳离子交换量也增加[35]。地震滑坡迹地的土壤有机质含量小于未受损区,这与前人研究结果相似,可能是地震干扰及其引发的地质灾害使表层大量成熟土壤损失,减少了地表碳储量,并且地震滑坡迹地的土壤粗颗粒增多,细颗粒减少,降低了土壤的碳储存能力[36-37]。地震滑坡迹地的土壤碱解氮和有效磷含量小于邻近未受损区,这主要是由于地震滑坡迹地的微生物组成和酶活性的改变影响了总量的矿化[38-39]。地震滑坡迹地的土壤微生物指标均小于未受损区,这与秦纪洪等[40]研究结果相似,说明目前地震滑坡迹地的土壤微生物活性仍低于未受损区；但与骆翔宇等[41]对土壤蛋白酶和磷酸酶活性的研究结果不同,这主要是由于其部分土样采自农作物和工程植被栽植区,可能受到施加氮肥、磷肥等因素影响。

植物与土壤是相互影响、相互依存的统一系统,共同决定着地震滑坡迹地的生态恢复[42]。本研究中,地震滑坡迹地的植物群落与土壤综合得分小于邻近未受损区,说明目前龙门山东坡地震滑坡迹地的植物群落与土壤还未恢复到未受损区水平。自然恢复滑坡迹地的综合得分大于人工恢复,但采取不同人工措施滑坡迹地的综合恢复效果不同。地震滑坡迹地在进行水平阶整地后栽植乔木,其植物群落与土壤的综合恢复效果不如自然恢复,且栽植不同树种对其恢复率无显著影响。但是,地震滑坡迹地在进行穴状整地后栽植不同树种,其综合恢复率存在显著性差异,栽植刺槐滑坡迹地的综合恢复效果优于自然恢复,而栽植柳杉的不如自然恢复,这主要由于刺槐耐贫瘠、生长迅速,加快了滑坡迹地的植被恢复；并有研究表明,在进行穴状整地后,栽植刺槐滑坡迹地的灌草层α多样性均高于自然恢复,而栽植柳杉的灌草层α多样性均低于自然恢复[43]。地震滑坡迹地在采取不同整地方式后栽植相同树种,其植物群落与土壤的综合恢复率存在显著性差异,进行穴状整地的综合恢复率显著高于水平阶整地。这主要由于地震滑坡迹地在进行穴状整地后栽植乔木的灌木层α多样性的恢复率显著高于水平阶整地的滑坡迹地,草本层盖度和α多样性的恢复率也高于水平阶整地的滑坡迹地；并且,植物根系的生长和凋落物的分解,改善了土壤结构,提高土壤保肥能力,使得土壤细颗粒增多,土壤阳离子交换量的恢复率显著高于水平阶整地的滑坡迹地[44]。

随着自然演替,地震滑坡迹地的植物群落正逐渐由草本向灌木和乔木过渡,人工恢复的灌草层α多样性与自然恢复的差异逐渐减小,滑坡迹地恢复十年的土壤肥力仍低于未受损区,植物-土壤系统还未恢复到未受损区水平,通过穴状整地并栽植适宜树种可在一定程度上提高地震滑坡迹地的综合恢复率。