不同植被恢复措施下高寒沙化草地植被与土壤变化特征

2022-08-16李宇章王亚妮胡宜刚李以康张振华

水土保持学报 2022年4期

李宇章，王亚妮，胡宜刚，李以康，张振华

(1.中国科学院西北高原生物研究所适应与进化重点实验室，西宁 810008；2.中国科学院大学，北京 100049；3.中国科学院西北生态环境资源研究院沙坡头沙漠研究试验站，兰州 730000；4.中国科学院西北高原生物研究所青海海北高寒草地生态系统国家野外科学观测研究站，西宁 810008)

高寒草地在涵养水源、调节气候、土壤保护以及保障生态系统格局安全等方面发挥着重要作用，其退化沙化带来的水土流失以及草原生态系统失衡等问题，不仅对高寒草地生态系统安全与畜牧业发展产生不良影响，而且对区域经济和人类生存环境健康的可持续发展造成严重威胁。青藏高原拥有丰富的草地资源与独特的高寒草地生态系统，其草地面积占全国总草地面积的41.88%，约为16.538×105 km。然而，青藏高原在过去的30年间草地退化形势严峻，退化草地面积占高原总草地面积的38.80%。近年来，随着生态恢复工程的实施，青藏高原草地退化沙化的趋势有所改善，但沙化草地的恢复治理效果受沙化程度、地形地势、植被土壤特性以及恢复手段等诸多因素的影响，存在较强的地域性差别与治理难度。

人工植被恢复是一种能有效治理沙化草地的生态恢复措施，指建立人工林地或草地来改善沙化草地的植被覆盖状况以及土壤环境，以促进植被恢复，达到治理沙化的目的。目前，研究者对人工植被恢复研究做的大量工作已在区域沙化草地植被群落恢复与土壤质地改善等方面取得了显著成效，但同时对不同恢复措施的恢复效果也提出了不同见解。不同植被恢复措施对沙化草地植被特征有不同影响，例如,刘任涛等研究认为，在沙化草地种植柠条灌丛能够提高植被物种丰富度，进而促进沙化草地生态系统的恢复。另外，任康研究发现，在青藏铁路沿线沙化地区不同比例豆禾混播措施对于沙化草地植被的盖度与生物量的提高有不同影响，而禾本科植物相较于豆科植物在促进植被群落恢复过程中发挥更大的作用。不同恢复措施对沙化草地土壤特征也有不同影响，何群等对红原县沙化草地的恢复治理研究发现，灌丛人工恢复相较于单一播种草本或者灌木能更有效地提高沙化草地的土壤养分；而陈俊松等研究发现，纯草本恢复措施在增加沙化土壤含水量方面优于灌木恢复措施；田丽惠等在共和盆地沙地的研究也指出，作为浅根系的禾本科植物相比于深根系的灌木对表层土壤质地的改善作用更明显。此外，人工植被恢复措施对不同地域沙化草地生态系统土壤碳的固持与周转进程也有不同影响。而土壤有机碳矿化作为土壤碳循环的关键组成部分，是植被与土壤变化特征共同作用的结果，指示着沙化草地恢复过程中土壤养分的供给能力及功能变化。李云飞等在腾格里沙漠东南缘的研究发现，建植人工灌木和半灌木植被对土壤碳转化以及土壤有机碳矿化的促进作用显著，且有机碳含量与总氮含量是影响碳矿化的主要因素，这与辜翔等的研究结果一致；但廖洪凯等在喀斯特地区建植人工花椒林的研究指出，土壤质地结构才是影响有机碳矿化的主导因素。可见，目前对于人工恢复措施对沙化草地的影响主要集中于单一的评价对植被或者土壤的影响，缺乏对植被和土壤综合影响的研究。有关沙化草地和草本恢复、灌木恢复、自然恢复的对比分析研究也较少，尤其对生态系统脆弱且敏感易被破坏的高寒沙地生态系统在建植人工植被后土壤固碳及周转碳的变化规律认识不足。因此，本研究利用野外采样与室内培养的手段，以沙化草地和天然草地为对照，比较分析人工草本和人工灌丛恢复2种措施对高寒沙化草地植被与土壤变化特征的影响以及4种草地类型下土壤碳矿化特征的差异，以期为进一步认识高寒沙化草地植被恢复的规律以及优化当前的恢复措施提供一定的理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于青海省海南藏族自治州贵南县过马营镇(35°81′N，101°10′E)。该地区属于高原大陆性气候，具有气温低、日照时间长、辐射强、降水不足等特点，且干旱、暴雨、冰雹、沙尘暴等气象灾害频繁。该地区年平均降水量411.7 mm，年平均气温2.6 ℃，年平均日照时间2 907.8 h，年平均蒸发量1 355.3 mm，草地植被群落优势种主要有垂穗披碱草()、紫花针茅()和矮生嵩草()等，草地类型主要为高寒草甸。土壤主要为黑钙土、粟钙土、草甸土和风沙土等，质地均为壤土，养分表现为缺磷、富钾、氮适中。

1.2 试验设计

2020年7月在研究区选择同一坡面的4种草地类型，以沙化草地(DG)和天然草地(NG)为对照，以人工草本恢复(冷地早熟禾(Keng)，AG)和人工灌丛恢复(冷地早熟禾+柠条锦鸡儿(Kom.)，AS)的沙化草地为研究对象。2种植被恢复措施均于1998年开始实施。分别在不同的草地类型样地内设置1条长100 m的样线，沿着样线每间隔10 m设置1个10 m×10 m的大样方，共设置5个大样方，每个大样方在其对角线的两端及中点分别设置1 m×1 m的3个小样方。

1.3 样品采集与处理

植物样品采集：对小样方内的盖度进行估算后，齐地面分种刈割。采集柠条锦鸡儿时，先将10 m×10 m的大样方划分为100个的网格，计算生物量时按其垂直投影网格面积在整个大样方中的比例换算为1 m×1 m的生物量。所有植被样品回实验室后放置于65 ℃烘箱内烘干至恒重并称重，并按功能群划分为禾本科、豆科、杂类草及莎草科。

土壤样品采集：在每个小样方内，先去除土壤表层的腐殖质及枯枝落叶，然后用土钻(直径3 cm)钻取3钻0—10 cm土壤样品，混匀装入密封袋带回实验室后过2 mm筛风干备用。同时，用环刀(100 cm)取0—10 cm土样，带回实验室后放置于105 ℃烘箱内烘干并称重，用于测定土壤容重。待测风干土样过1 mm筛测定电导率、速效钾，过0.25 mm筛测定总碳、总氮、易氧化碳，过0.15 mm筛测定全磷。

1.4 室内试验

土壤有机碳矿化用室内密闭恒温培养、气相色谱法测定。本试验将4种草地类型同一大样方的风干土样混匀在一起，取风干土样作为培养试验初始样品。每份土样取30 g，共计20份(4种草地类型×5个重复)置于500 mL培养瓶，在25 ℃条件下进行恒温暗箱培养。

培养开始前，将培养瓶内土壤含水量调节至田间持水量(15%左右)的60%，因此调节土壤含水量约为9%。培养期间采用称量法每隔3天补充培养瓶内的水分，以保证土壤失水率小于2%。正式培养前先用硅胶塞塞住瓶口(利用抽真空的方式确认密封性)，在硅胶塞的中间设置小孔，插入玻璃管，管外再套一段硅胶软管，以合适的三通阀连接软管一端作为气体采样口，平时三通阀保持开启状态。每次测定时，先用1支100 mL注射器将瓶内空气与室内空气交换3次。再用60 mL小号注射器充分混匀瓶内气体后抽取20 mL气体，关闭培养瓶三通阀，记录抽气时间，最后将培养瓶放回培养箱。经过2 h后，再次抽取20 mL气体，抽气结束后打开培养瓶三通阀放回培养箱中。分别于培养的第0，1，2，4，7，10，15，22，29，36，45，60天进行气体取样，测定CO浓度。所采集气体样品使用气相色谱仪(GC-7890A)测定CO浓度，以计算CO排放速率及CO累积排放量。

1.5 指标测定

土壤理化指标采用常规分析方法测定。土壤pH采用水土比2.5∶1的酸度计法测定；土壤电导率采用水土比2.5∶1的电导法测定；土壤无机碳采用气量法利用碳酸测定仪(NEN-ISO-10693，Eijkelkamp公司生产)测定；土壤易氧化碳采用KMnO氧化法比色测定；土壤全碳和全氮均采用元素分析仪(Vario EL/micro cube，Elementar公司生产)测定；土壤全磷采用酸溶—钼锑抗比色法测定；土壤有效磷采用NaHCO-钼锑抗比色法测定；土壤速效钾采用乙酸铵溶液浸提—火焰光度法测定。

1.6 数据计算与统计分析

土壤孔隙度计算：

(1)

式中：为土壤孔隙度(%)；为土壤容重(g/cm)；为土壤比重常数(g/cm)，取2.65 g/cm。

土壤有机碳含量=总碳含量-无机碳含量

土壤有机碳矿化速率计算：

(2)

式中：为有机碳矿化速率(mg/(kg·h))；为气体转化为标准单位的系数1.964(kg/m)；为培养瓶内总气体体积(m)；为土壤干质量(kg)；Δ/Δ为单位时间内CO浓度的变化量(mg/(kg·h))；为培养温度(℃)；为CO气体转换为C的质量转化系数0.27。

土壤有机碳累积矿化量计算：

土壤有机碳矿化累积量(mg/kg)是从培养开始到某一时间点释放的CO—C之和。2个时间段间的累积矿化量为2个时间段碳矿化的平均释放速率与2个时间段间隔天数的乘积。

1.7 统计分析

数据前期整理在Excel 2016进行；采用SPSS 25.0软件中的单因素方差分析法(One-way ANOVA)分析不同类型草地植被及土壤变化特征的差异，用Duncan法进行多重比较(=0.05)，用Pearson简单相关性分析植被特征间的相关关系；采用Sigma Plot 12.5软件分析土壤有机碳矿化变化特征；采用R 4.1.2软件中Vegan程序包的冗余分析(RDA)和方差分解分析法(VPA)分析植被群落与土壤属性、土壤属性与碳矿化特征之间的关系；采用R 4.1.2软件中piecewise SEM程序包的结构方程模型(SEM)模拟土壤物理性质、化学性质及植物群落间关系概念模型。

2 结果与分析

2.1 不同恢复措施对高寒沙化草地植被特征的影响

2.1.1 植被盖度与物种丰富度特征沙化草地进行人工建植植被恢复后，地上植被群落盖度与物种丰富度显著增加(表1)，但2种人工植被恢复措施下植被群落盖度与天然草地相比无显著差异，同时人工灌丛恢复措施的物种丰富度与天然草地相比也无显著差异，而人工草本恢复措施下植被群落物种丰富度比天然草地显著降低41.27%。

表1 不同恢复措施下植被群落特征

2.1.2 植物群落地上生物量特征人工草本和人工灌丛恢复措施分别使沙化草地的草本植物群落地上生物量增加至109.21，52.74 g/m(表1)，但分别比天然草地显著低37.01%和69.58%。2种恢复措施相比，仅种植草本恢复其草本植物群落地上生物量比灌丛恢复显著提高107.07%，但是人工灌丛恢复草地灌木和草本的总地上生物量分别是天然草地、人工草本恢复草地的7.46，11.84倍。

从不同功能群组成上(表2)来看，天然草地中禾本科、豆科、杂类草、莎草科植物的地上生物量的占比分别为58.15%，24.75%，9.84%，7.26%，在人工草本恢复草地下分别为57.95%，32.59%，4.46%，5.00%，而在人工灌丛恢复草地下分别为2.67%，96.53%，0.40%，0.40%。进一步分析发现，人工植被恢复措施下禾本科、杂类草、莎草科的地上生物量均显著低于天然草地，人工草本恢复草地的豆科地上生物量与天然草地无显著差异，但人工灌丛恢复草地的豆科地上生物量比天然草地显著高29.08倍。此外，2种恢复措施中，人工草本恢复措施的禾本科地上生物量比人工灌丛恢复措施显著提高83.24%，而2种恢复措施的杂类草与莎草科地上生物量无显著差异。另外，草本植物群落地上生物量与植被盖度、物种丰富度无显著相关关系(>0.05)，但与禾本科物种丰富度呈显著正相关(=0.017，=0.37)。

表2 不同恢复措施下植物功能群生物量单位:g/m2

2.2 不同恢复措施对高寒沙化草地土壤特征的影响

2.2.1 土壤特征从表3可以看出，与沙化草地相比，人工草本恢复后土壤孔隙度和质量含水量分别显著提高7.94%和67.95%，而土壤容重和pH分别显著降低6.04%和4.93%；人工灌丛恢复后土壤孔隙度和质量含水量分别显著提高6.41%和43.00%，而土壤容重显著降低5.37%。2种恢复措施的土壤容重均显著高于天然草地，但土壤孔隙度均显著低于天然草地，而人工草本恢复措施的土壤质量含水量和pH与天然草地无显著差异。2种恢复措施相比，人工草本恢复措施的土壤质量含水量比人工灌丛恢复措施显著高17.45%，而土壤容重、孔隙度以及pH与人工灌丛恢复措施相比无显著差异。

不同草地类型的土壤养分特征分析结果见表3。与沙化草地相比，人工草本恢复后土壤总碳、总氮、有机碳和易氧化碳含量分别显著提高22.09%，257.14%，163.27%和83.43%，而土壤碳氮比显著降低62.33%；人工灌丛恢复后土壤总碳、总氮和有机碳含量分别显著提高17.18%，242.86%，172.45%，而土壤碳氮比显著降低62.89%。2种恢复措施的土壤总碳、总氮、有机碳和易氧化碳含量均显著低于天然草地，但土壤碳氮比均显著高于天然草地。进一步分析发现，人工草本恢复措施的土壤易氧化碳含量比人工灌丛恢复措施显著高51.60%，但2种恢复措施的土壤总碳、总氮、有机碳含量和碳氮比无显著差异。

表3 不同草地类型土壤理化性质

2.2.2 植被特征与土壤特征的关系草本植物群落特征与土壤特征的关系见图1a。以草本植被群落的地上生物量、盖度和物种丰富度为响应变量，以土壤理化因子作为解释变量探究两者之间的相关关系，RDA的校正=0.65，轴1和轴2对植被特征的解释量分别达到61.89%和3.42%，两者共解释65.31%的方差变化，表明轴1和轴2能较好地解释植被特征与土壤理化因子之间的相关关系。根据箭头连线的长度与箭头连线间的夹角大小可知，植被群落地上生物量、物种丰富度与土壤总氮、总磷、有机碳呈正相关关系，而与土壤容重、pH以及碳氮比间呈负相关关系。进一步分析发现，总磷、有机碳、pH分别是地上生物量、物种丰富度、盖度的主要影响因素。VPA分析结果发现，土壤质量含水量、土壤理化属性(pH、容重)和土壤养分(总磷、总氮、有机碳、碳氮比)对植被特征的解释率分别为53.02%，65.68%和70.95%，三者结合共解释65.37%的植被特征变化(图1b)。

注：A为植被地上生物量；B为盖度；C为物种丰富度；TP为总磷；TN为总氮；SOC为有机碳；SMC为质量含水量；PB为容重；C∶N为碳氮比；PC为土壤理化属性；N为土壤养分；SMC为土壤水分。

2.3 不同恢复措施对高寒沙化草地土壤有机碳矿化特征的影响

2.3.1 土壤有机碳矿化速率动态变化特征在60天的培养试验过程中，4种草地类型的土壤有机碳矿化速率随着培养时间的延长呈现出逐渐降低的趋势，且表现出明显的阶段性特征(图2a)：0～2天为释放速率迅速升高阶段(1.83～26.38 mg/(g·d)C)，2～7天为释放速率迅速下降阶段(3.36～26.38 mg/(g·d)C)，10～60天为缓慢释放阶段(2.00～11.90 mg/(g·d)C)。值得注意的是，在培养第1阶段(0～2天)，人工草本恢复草地的土壤有机碳矿化速率的升高比其他草地类型更加明显。

2.3.2 土壤有机碳累积矿化量动态变化特征土壤有机碳累积矿化动态分析结果(图2b)表明，除最初4天外，天然草地、人工草本与人工灌丛恢复草地的有机碳累积矿化量在整个培养过程均显著高于沙化草地。而在第7天之后的培养时间，人工灌丛恢复草地的有机碳累积矿化量均明显高于人工草本恢复草地。此外，2种恢复措施的土壤有机碳累积矿化量在培养的第22～60天内均显著低于天然草地。进一步分析表明，人工灌丛和人工草本恢复草地分别使沙化草地的土壤有机碳矿化总累积量显著提高133.39%和116.96%，但2种恢复措施间的土壤有机碳矿化总累积量并无显著差异，而人工灌丛和人工草本恢复草地的土壤有机碳累积矿化量分别比天然草地显著降低38.18%和28.45%。

图2 不同培养时间、不同草地类型0-10 cm土壤有机碳矿化特征

2.3.3 土壤有机碳矿化特征影响因素利用RDA分析(图3a)发现，RDA的校正=0.58，轴1和轴2分别解释土壤有机碳矿化特征变异的53.22%和4.92%，两者共解释58.14%的方差变化，表明轴1和轴2能较好解释土壤理化因子对土壤有机碳矿化特征变化的影响。结果表明，根据箭头连线的长度与箭头连线间的夹角大小可知，土壤有机碳矿化累积量、矿化最小速率与总氮、有机碳、速效钾、速效磷呈正相关关系，而与碳氮比呈负相关关系。进一步分析发现，速效钾、速效磷分别是有机碳矿化累积量和最大速率、最小速率的主要影响因素。VPA分析结果发现，土壤速效养分(速效磷、速效钾)和土壤总养分(总氮、碳氮比、有机碳)对土壤有机碳矿化特征的单独解释率分别为15.06%和0.97%，二者结合共解释58.96%的植被特征变化(图3b)。

注：D为有机碳累积矿化量；E为有机碳矿化最大速率；F为有机碳矿化最小速率；AP为速效磷；AK为速效钾；TN为总氮；C∶N为碳氮比；SOC为有机碳；T为土壤总养分；A为土壤速效养分。

3 讨论

3.1 不同恢复措施下植被变化特征

沙化草地进行人工植被恢复后地上植被的变化特征是恢复效果最直接的体现。本研究发现，人工灌丛恢复措施的物种丰富度显著高于人工草本恢复措施，可能是因为人工种植的柠条锦鸡儿有增加表层土壤粗糙度、降低地表风速、提高土壤防风固沙等功能，进而能提高整个植被群落抗风沙的能力，更有利于草本物种的定居，且灌木形成的“肥岛效应”有利于加速建成植物群落，提高植被物种多样性。而人工灌丛恢复草地的植被物种丰富度与天然草地无显著养异也表明，人工建植灌丛较人工建植草本更有利于沙化草地植被群落结构的恢复。此外，禾本科与豆科地上生物量在3种草地类型中占比最高，而禾本科占比显著高于豆科，且禾本科物种丰富度与草本地上生物量呈显著正相关，这表明禾本科与豆科植物在沙化草地植被群落的演替进程中发挥重要作用。主要是因为恢复前期，豆科植物可以通过生物固氮作用促进禾本科植物生长，但在恢复后期，两者都要从土壤中竞争养分，导致禾本科抑制豆科植物的生长。值得注意的是，杂类草的物种丰富度占比在3种草地类型中最高，表明沙化草地的植被恢复过程中杂类草物种多样性不断提高，可能是因为研究区高寒、干旱的特点对植物的生长产生胁迫，加上土壤养分供给不足，使得抗环境胁迫能力较强、资源利用多样性的杂类草在群落演替进程中逐渐占有比其他功能群更宽的生态位，进而比其他功能群有更强的竞争能力。

3.2 不同恢复措施下土壤变化特征

土壤理化性质作为土壤的本质特征，对土壤质地结构和养分供给起决定性作用，植被的恢复演替可改善土壤的理化性质。沙化草地实施2种植被恢复措施后，由于地上植被凋落物的输入和地下根系的增加，土壤含水量增加，土壤容重以及pH降低。另外，由于人工草本恢复草地的浅根系草本植物能够直接接收并储蓄天然降水到土壤上层剖面部分，进而导致沙化草地表层土壤水分明显高于人工灌丛恢复草地，而人工建植草本恢复的土壤表层含水量与天然草地接近更加表明草本恢复对沙化草地土壤水分的储蓄优于灌丛恢复。土壤养分含量作为土壤肥力的主要评价指标之一，其含量的变化也与植被的生长关系密切。2种人工植被恢复措施均显著增加沙化草地0—10 cm的土壤养分含量，提高土壤有机碳活性，降低土壤碳氮比，可能是因为沙化草地经重建植被群落后，植被根系量、枯枝落叶及其分泌的物质不断增加使得养分输入增加，导致土壤有机质积累，进一步提高了微生物的活性以及土壤有机质分解速率，最终使土壤养分得以积累。值得注意的是，人工草本恢复草地的易氧化碳含量显著高于人工灌丛恢复草地，说明草本植被可能更有利于沙化草地土壤有机碳的活化转化，王亚妮等研究也指出，人工草本恢复的土壤真菌群落结构与天然草地的相似度高于人工灌丛恢复，而土壤真菌群落的结构和多样性与土壤碳库的周转密切相关，符合本文研究观点。

分析发现，草本植被物种丰富度、地上生物量与土壤含水量、质地结构和化学性质密切相关，这表明沙化草地经建植人工植被群落后，植被生长可能通过固定土壤颗粒、输入凋落物、截留水分等作用改良土壤质地结构和理化性质，而土壤性质的改善又进一步促进植被群落结构和功能多样性的恢复。本研究发现，沙化草地恢复进程中土壤养分对植被特征的解释率高于土壤理化属性与土壤质量含水量，说明土壤养分水平较土壤水分、土壤质地结构在更大程度上影响植被的恢复。这一研究结果同样体现在模拟土壤物理性质、化学性质及植物群落间关系的结构方程模型中(图4)，分析发现，pH和土壤容重的减小直接显著降低土壤碳氮比，而土壤碳氮比的降低显著提高植被物种多样性，表明pH和土壤容重的变化通过直接影响土壤养分水平的高低间接影响植被物种多样性的恢复。土壤pH反映土壤酸碱性、形成的过程和物质组成质地的基本特性，土壤容重代表土壤通气、保水、保肥的能力，土壤碳氮比体现土壤有机质的分解强弱与供氮能力。有关沙化草地恢复过程中植被与土壤的冗余分析(RDA)、方差分解(VPA)和结构方程模型(SEM)结果共同表明，土壤容重、pH和碳氮比与影响植被恢复的各因素密切相关，且综合反映植被恢复过程中沙化草地土壤理化性质的改善及其对植被多样性和地上生产力的影响。

注：物种多样性用物种丰富度来表征；含水量指土壤质量含水量；箭头表示指标对被指向指标有影响；箭头粗细表示影响程度(箭头越粗，影响越大)；实线箭头表示正相关；虚线箭头表示负相关；箭头旁系数为λ值，通径系数；*表示指标间p<0.05；**表示指标间p<0.01；***表示指标间p<0.001.

3.3 不同恢复措施下土壤有机碳矿化特征

土壤有机碳矿化调控土壤碳库在时间与空间上的分布格局，影响土壤碳的输入与输出，反映植物养分的供给情况。本研究发现，4种草地类型的土壤有机碳矿化速率均在培养前期高而不稳定，而在培养后期低且趋于稳定，而土壤有机碳矿化累积量在培养前期增长迅速，但后期增长缓慢。这主要是因为培养前期土壤中凋落物中的易分解碳组分迅速分解，释放大量的养分，提高微生物的活性，进而导致碳矿化速率迅速升高，而随着时间的延长，易分解组分越来越少，微生物的分解活动也开始转向难分解组分，因此碳矿化速率相应下降。培养前期有机碳矿化速率较高的人工草本恢复草地在培养结束时的有机碳总累积矿化量与人工灌丛恢复草地并无显著差异，可能是因为人工草本恢复草地的易氧化碳含量显著高于人工灌丛恢复草地，导致培养前期有机碳矿化的激发效应显著高于人工灌丛恢复草地，但培养前期的激发效应消耗了大量的碳，可能造成培养后期碳底物供应不足，最终导致2种人工恢复草地的有机碳总累积矿化量无明显差异，这也可能表明草本恢复对沙化草地表层土碳的固存能力不及灌丛恢复。

土壤有机碳矿化的影响因素多而复杂，主要包括土壤质地结构、化学性质、微生物群落特征等。本研究发现，土壤有机碳矿化速率、累积矿化量与土壤物理属性和化学属性密切相关，这表明沙化草地恢复过程中土壤养分含量不但直接影响植被的生长，而且通过影响微生物的活性进一步影响土壤养分的循环过程。2种人工恢复草地的土壤有机碳矿化速率与总累积量均显著高于沙化草地，表明植被群落建植促进沙化草地碳循环过程，有利于群落的正向演替。而天然草地较2种人工恢复草地更有利于土壤有机碳矿化，可能因为天然草地在长期自然演替中形成较人工植被恢复更为复杂的群落结构、土壤表层及丰富的枯落物，土壤养分含量更高，进而拥有更高的微生物活性。这同时也反映人工植被恢复措施治理高寒草地沙化困难，高寒草地的保护工作极为重要，而采取合适的管理措施提高高寒沙化草地恢复过程中草地生态系统的固碳、维持生物多样性及水土保持等方面的能力也极为重要。进一步分析发现，沙化草地恢复过程中土壤速效养分对土壤有机碳矿化变化特征的解释率高于土壤总养分，说明土壤速效养分较土壤总养分在更大程度上影响沙化草地碳固持与转化能力的恢复。