沙化草地生態(tài)恢復(fù)對土壤生物學(xué)肥力的影響

胡嗣佳，胡 容，蒲玉琳,，王奧博，向 雙，龍高飛，張世熔，賈永霞，徐小遜

(1.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，四川 成都 611130； 2.中國科學(xué)院山地生態(tài)恢復(fù)與生物資源利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，生態(tài)恢復(fù)與生物多樣性保育四川省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 中國科學(xué)院成都生物研究所，四川 成都 610041；3.四川省地質(zhì)礦產(chǎn)勘查開發(fā)局成都水文地質(zhì)工程地質(zhì)隊(duì)，四川 成都 610072；4.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，四川 成都 611130)

全球2/3的國家面臨土地荒漠化威脅，而我國是荒漠化現(xiàn)象最嚴(yán)重的國家之一[1]。在我國已利用的2 200萬hm2草地中，80余萬hm2出現(xiàn)沙化[2]。沙化導(dǎo)致草地生物量大幅減少，土壤質(zhì)量驟降，不僅降低了草地經(jīng)濟(jì)生產(chǎn)力，還削弱了草地生態(tài)調(diào)節(jié)功能[3-4]。因此，沙化草地治理恢復(fù)不僅是保障草原地區(qū)社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展的重要措施，更是恢復(fù)草地生態(tài)調(diào)節(jié)功能、維持全球生態(tài)平衡的必要舉措[5]。

土壤肥力是評價沙化草地治理效果的重要參考依據(jù)，在土壤物理、化學(xué)、生物肥力體系中，又以生物肥力對環(huán)境變化響應(yīng)最為敏感[6]。土壤生物肥力以微生物和酶活性為特征，二者是土壤中營養(yǎng)元素轉(zhuǎn)化的重要機(jī)制和生物化學(xué)過程的重要動力[7-8]。土壤生物學(xué)肥力是土壤肥力系統(tǒng)的核心，常用于表征土壤質(zhì)量的演變[9-12]。無論是土地退化條件下還是退化土地生態(tài)恢復(fù)模式下，土壤生物學(xué)肥力的變化是值得研究的重要課題。

若爾蓋高寒草地位于青藏高原東南緣，是我國長江、黃河兩大水系的水源涵養(yǎng)地，也是隔離西北干旱區(qū)的天然屏障。20世紀(jì)60年代以來，由于過度放牧，加之鼠蟲災(zāi)害，若爾蓋草地出現(xiàn)了嚴(yán)重退化，1990-2013年間，若爾蓋沙化草地增加近2萬hm2。草地沙化導(dǎo)致當(dāng)?shù)匦竽翗I(yè)減產(chǎn)，并對長江、黃河中下游地區(qū)生態(tài)環(huán)境造成了影響。為改善這一狀況國家和地方政府采取一系列措施治理該地區(qū)沙化草地，初見成效。在青藏高原干暖化背景下，生物學(xué)肥力同活性有機(jī)碳及碳庫管理指數(shù)一樣，是反映生態(tài)恢復(fù)措施下土壤環(huán)境是否始終維持在適合植物生長狀態(tài)的首選和敏感指標(biāo)。目前，對于該地區(qū)生物學(xué)肥力的研究表明,不同的生態(tài)恢復(fù)措施能夠不同程度地提高土壤微生物量、酶活性，如圍欄加人工種植灌草的沙地中土壤微生物量碳、氮含量明顯提高[13]，燕麥和草種混播模式下蔗糖酶、脲酶等活性高于只播散草種的草地[14]。但這些研究都是就單因子微生物量或酶的比較，未將微生物數(shù)量與活性酶一起納入，綜合定量評價生態(tài)恢復(fù)措施對土壤生物學(xué)肥力的影響。

因此，本研究以若爾蓋縣不同恢復(fù)模式和年限下的土壤為對象，研究其微生物數(shù)量、微生物生物量和酶活性的變化，并對生物學(xué)肥力進(jìn)行綜合定量評價，來確定不同生態(tài)恢復(fù)模式的恢復(fù)效果，篩選最優(yōu)恢復(fù)模式和年限，為若爾蓋高寒沙化草地優(yōu)化模式的推廣和管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

若爾蓋縣地處青藏高原東南邊緣的若爾蓋高原，位于32°56′-34°19′ N，102°08′-103°39′ E，平均海拔3 500 m，地貌以高原丘陵為主，水系主要為黃河支流白河和黑河。該區(qū)屬于大陸性季風(fēng)高原型氣候區(qū)，四季不分明，但有明顯的冷暖兩季；年均溫1.6 ℃，極端高溫為24.6 ℃，極端低溫為-33.7 ℃，年均降水量464.8 mm，主要集中于5-9月，年蒸發(fā)量1 030.0 mm，年均日照時長約為2 389 h，相對濕度64%，平均風(fēng)速2.4 m·s-1，最大風(fēng)速40 m·s-1。

本研究土壤以草甸土和亞高山草甸土退化而成的風(fēng)沙土為主，植被以草本和灌叢為主。20世紀(jì)50、60年代以來，受自然和人為因素影響，若爾蓋沙化草地面積增加，表現(xiàn)為植被減少，優(yōu)質(zhì)牧草被狼毒等有毒植物取代。土壤物理性質(zhì)變差，有機(jī)質(zhì)和養(yǎng)分含量下降，從而導(dǎo)致該區(qū)域的土壤更易受到風(fēng)力侵蝕，沙化程度加劇，斑塊狀的沙化草地面積擴(kuò)大，連為片狀。進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)后，人工種植的植被主要為燕麥(Avenasativa)、早熟禾(Poapratensis)、垂穗披堿草(Elymusnutans)和高山紅柳(Tamarixramosissima)。

1.2 土壤樣品采集

若爾蓋縣沙化草地集中分布在西北部的轄曼鄉(xiāng)、黑河鄉(xiāng)和阿西鄉(xiāng)，主要的恢復(fù)模式為圍欄禁牧草本模式(enclosure plus grass,EG)、圍欄禁牧灌草間作模式(enclosure intercropping shrub-grass,ESG)和圍欄禁牧沙障+灌草模式(enclosure plus sand-barrier and shrub-grass,ESSG)。在2016年8月按照下述步驟與方法進(jìn)行樣地調(diào)查與樣品采集。首先根據(jù)若爾蓋林業(yè)局沙化草地恢復(fù)治理資料、Google earth遙感影像圖結(jié)合野外實(shí)地勘察和訪問法，選擇三種生態(tài)恢復(fù)模式的典型樣地，各樣地在進(jìn)行恢復(fù)之前的沙化程度基本一致，然后記錄植被類型、生長情況，確定不同樣地的修復(fù)年限，各類樣地基本情況如表1所列。最后，根據(jù)地形變化和不同恢復(fù)年限，在不同恢復(fù)模式下的每個樣地中選擇3個2 m×2 m的樣方，每個樣方按對角線法布設(shè)5點(diǎn)，采集0-10、10-20、20-40 cm土壤，再將3個樣方同一土層的土樣混合，并縮分至500 g左右，冰袋保存帶回室內(nèi)4 ℃保存，用于測定生物學(xué)指標(biāo)。同時，在每種生態(tài)恢復(fù)樣地周邊未修復(fù)的區(qū)域以相同的方法采集土樣作為對照(0 a)。

表1 樣地基本情況Table 1 The basic situations of sampling plot

CK，未恢復(fù)的沙化草地；EG，圍欄禁牧草本模式；ESG，圍欄禁牧灌草間作模式；ESSG，圍欄禁牧沙障+灌草間作模式，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 測定方法

植被覆蓋度采用點(diǎn)樣法測定；土壤微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸提取-重鉻酸鉀外加熱法測定；微生物量氮(MBN)采用氯仿熏蒸提取-茚三酮比色法測定；脲酶采用苯酚鈉—次氯酸鈉比色法測定；蔗糖酶和淀粉酶采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定；蛋白酶采用福林酚比色法測定；中性磷酸酶和堿性磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法測定；可培養(yǎng)微生物數(shù)量采用稀釋平板計(jì)數(shù)法測定。

細(xì)菌的培養(yǎng)基為牛肉膏蛋白胨，真菌的為馬丁氏，放線菌的為改良高氏一號。

1.4 數(shù)據(jù)分析

在Excel 2010和SPSS 19.0平臺進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)和分析，用平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤表示結(jié)果，采用單因子方差分析和最小顯著性差異法(LSD)進(jìn)行各生物學(xué)指標(biāo)的差異顯著性檢驗(yàn)，其中不同生態(tài)恢復(fù)模式之間的比較采用7～9 a和≥15 a的數(shù)據(jù)。采用Excel 2010制圖。采用主成分分析確定單項(xiàng)評價指標(biāo)權(quán)重，建立隸屬度函數(shù)，各指標(biāo)采用升型函數(shù)[15]：

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

式中：Ui為第i個指標(biāo)的隸屬度值，Xij為各肥力因子值，Ximax和Ximin為第i個因子的最大值和最小值。

最后利用綜合評價法計(jì)算土壤生物肥力指數(shù)(biological fertility index, BFI)，計(jì)算公式如下：

式中：Wi為第i個指標(biāo)的主成分載荷，Ui為第i個指標(biāo)的隸屬度值，n是指標(biāo)個數(shù)。

2 結(jié)果

2.1 沙化草地不同生態(tài)恢復(fù)模式下土壤生物學(xué)肥力變化

2.1.1土壤生物學(xué)肥力因子 3種恢復(fù)模式下微生物數(shù)量相較于CK均有所增加，且三大微生物類群中細(xì)菌數(shù)量最多，放線菌次之，真菌最少(圖1)。0-10 cm土層，ESG模式下放線菌數(shù)量比ESSG顯著高53.1%(P<0.05)，EG模式下真菌數(shù)量是ESG的1.61倍，而ESG模式下真菌數(shù)量又是ESSG的1.85倍，且差異顯著(P<0.05)。在10-20 cm土層，ESSG模式下細(xì)菌數(shù)量分別比EG和ESG顯著(P<0.05)高73.3%和86.4%，ESSG模式的下放線菌數(shù)量比EG顯著高48.9%(P<0.05)。20-40 cm土層中，ESSG模式下細(xì)菌數(shù)量分別比EG、ESG顯著高出62.1%和69.1%(P<0.05)。0-40 cm土層土壤微生物數(shù)量的差異主要為ESSG模式下的細(xì)菌數(shù)量顯著高于EG和ESG(P<0.05)。

圖1 不同生態(tài)恢復(fù)模式下土壤微生物數(shù)量Fig. 1 Soil microorganisms in different restoration patterns

不同小寫字母表示同一土層不同處理間差異顯著(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種恢復(fù)模式下微生物量碳(MBC)和微生物量氮(MBN)都顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)(圖2)。0-10 cm土層，MBC和MBN在3種模式下無顯著差異(P>0.05)。10-20 cm土層，ESSG模式下MBN含量比EG顯著高44.4%(P<0.05)。20-40 cm土層，ESSG模式下MBC和MBN含量顯著高于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顯著高于EG。在0-10 cm，EG、ESSG模式下中性磷酸酶分別是ESG的132.8%和135.6%，差異顯著(P<0.05)(圖3)。10-20 cm土層中，ESSG模式下脲酶、蛋白酶、堿性磷酸酶活性分別是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別是ESG的1.68、1.79和1.43倍，差異顯著(P<0.05)。20-40 cm土層中，ESSG模式下脲酶、蛋白酶、淀粉酶、中性和堿性磷酸酶分別比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%，且差異顯著(P<0.05)。就全剖面而言，除蔗糖酶和堿性磷酸酶外，其余的酶活性大致表現(xiàn)為ESSG>ESG、EG>CK。

圖3 不同生態(tài)恢復(fù)模式下土壤酶活性Fig. 3 Soil enzyme activities in different restoration patterns

2.1.2土壤生物學(xué)肥力 利用以上11個評價指標(biāo)進(jìn)行主成分分析，評價不同恢復(fù)模式下土壤的生物學(xué)肥力。主成分分析結(jié)果顯示，第1個主成分的特征值為8.589，載荷量達(dá)到了78.08%，能夠代表生物學(xué)肥力的大部分原始信息，故采用第1個主成分計(jì)算各評價因子的權(quán)重值。采用升型隸屬函數(shù)計(jì)算各指標(biāo)的隸屬度值。最后得到三種恢復(fù)模式的BFI值(圖4)。3種恢復(fù)模式與CK間的BFI值差異顯著，且在全剖面上，ESSG模式的BFI值比EG顯著高41.5%，比ESG顯著高43.1%(P<0.05)。

2.2 沙化草地不同生態(tài)恢復(fù)年限下土壤生物學(xué)肥力變化

2.2.1土壤生物學(xué)肥力因子 EG模式下，3種微生物的數(shù)量隨恢復(fù)年限的增加而增加(圖5)。0-10 cm土層，≤5、7～9、≥15 a的細(xì)菌、放線菌和真菌數(shù)量相較未恢復(fù)地的顯著增加，且7～9和≥15 a的細(xì)菌、真菌數(shù)量較≤5 a也顯著增加(P<0.05)。10-20 cm土層，≥15 a的3種微生物數(shù)量顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)。20-40 cm土層，≥15 a的細(xì)菌和真菌數(shù)量較未恢復(fù)地有顯著提高(P<0.05)。ESG模式下，0-10 cm土層中，3種微生物數(shù)量呈現(xiàn)≥15 a的顯著高于≤5和7～9 a(P<0.05)，≤5年和7～9 a的又顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)。10-20 cm土層中恢復(fù)地的細(xì)菌數(shù)量顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)，≥15年的放線菌和真菌數(shù)量顯著高于未恢復(fù)地、≤5和7～9 a(P<0.05)。在20-40 cm，≥15 a的細(xì)菌和真菌數(shù)量顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)。

圖4 不同生態(tài)恢復(fù)模式下土壤生物學(xué)肥力指數(shù)得分Fig. 4 Synthetic score of soil BFI in different restoration patterns

圖5 EG和ESG模式不同恢復(fù)年限下土壤微生物數(shù)量Fig. 5 Soil microorganisms of different restored years in EG and ESG patterns

EG模式下，土壤MBC和MBN含量隨著恢復(fù)年限的增加而顯著增加(圖6)。0-10 cm，≤5、7～9和≥15 a的MBC含量顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)。10-20和20-40 cm中，7～9和≥15 a MBC含量顯著高于未恢復(fù)地和≤5 a的(P<0.05)。而MBN含量在3個土層皆為≥15 a的顯著高于≤5、7～9 a。ESG模式下，除20-40 cm下≤5 a的MBC外，其余土層和年限下的MBC、MBN皆顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)。其中，3個土層下，≥15 a的MBC、MBN含量也顯著高于≤5和7～9 a(P<0.05)。

EG模式下，土壤脲酶等6種酶活性隨恢復(fù)年限的增加而顯著提高(P<0.05)(圖7)。0-10 cm，6種酶活性表現(xiàn)為≥15 a的顯著高于其余恢復(fù)年限，≤5和7～9 a的又顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)。其中，7～9 a的蛋白酶、蔗糖酶和淀粉酶活性顯著高于≤5 a的。10-20 cm土層，中性磷酸酶在3種恢復(fù)年限下無顯著差異(P>0.05)，其余5種酶活性表現(xiàn)為在≥15 a下較≤5、7～9 a顯著增加。20-40 cm，≥15 a的脲酶、蛋白酶和淀粉酶相比≤5和7～9 a的顯著提高(P<0.05)。ESG模式下，3種恢復(fù)年限下，除淀粉酶和堿性磷酸酶，土壤酶活性大致表現(xiàn)為15 a及以上>7～9、5 a及以下>未恢復(fù)地(圖7)。0-10 cm土層，除脲酶外，其余酶活性在≤5、7～9、≥15 a都顯著高于未恢復(fù)地(P<0.05)，且≥15 a的脲酶、蛋白酶、蔗糖酶和中性磷酸酶活性顯著高于≤5和7～9 a。而在10-20 cm，僅脲酶和蛋白酶在3種恢復(fù)年限間有顯著差異。20-40 cm土層，≥15 a的脲酶、蛋白酶和蔗糖酶較≤5 a的有顯著提高。

圖6 EG和ESG模式不同恢復(fù)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土壤生物學(xué)肥力 EG和ESG模式下11個指標(biāo)的主成分分析結(jié)果顯示，EG模式下第1個主成分的特征值為9.058，貢獻(xiàn)率為82.35%，ESG模式下前兩個主成分的特征值分別為8.195和1.015，貢獻(xiàn)率為74.50%和9.23%，累積貢獻(xiàn)率為83.73%，能夠表征生物學(xué)肥力大部分的原始數(shù)據(jù)信息。土壤生物學(xué)肥力指數(shù)如圖8所示，EG和ESG模式下均為：全剖面的BFI值在≤5 a和7～9 a時顯著高于未恢復(fù)地，卻顯著低于≥15 a(P<0.05)。

3 討論

3.1 沙化草地不同生態(tài)恢復(fù)模式對土壤生物學(xué)肥力的影響

不同土層，土壤生物學(xué)肥力指標(biāo)在3種模式之間的差異不一致。0-10 cm土層，EG模式下土壤生物學(xué)肥力指標(biāo)略高于ESG和ESSG，但在10-20和20-40 cm土層中，各指標(biāo)則表現(xiàn)為ESSG模式高于EG。造成這種現(xiàn)象的原因，一方面是因?yàn)椴荼局参锬觌H凋落物的歸還量大，有機(jī)物質(zhì)在土壤表層的積累為微生物的生長提供了養(yǎng)分與能量，從而促進(jìn)了根系與微生物酶的分泌[16]；另一方面是灌木在生長過程中為適應(yīng)強(qiáng)風(fēng)環(huán)境，將更多的生物量轉(zhuǎn)移到了地下部分，影響了土壤中養(yǎng)分的分配，同時根系分泌物中的糖類、氨基酸等養(yǎng)分促進(jìn)了深層土壤中微生物的繁殖與代謝活動，提高了土壤酶活性[17-18]。

EG和ESG模式下生物學(xué)肥力指標(biāo)大致隨土層深度加深而減少，但ESSG模式下卻在10-20或20-40 cm土層達(dá)到最大值。究其原因，一方面是ESSG模式下植被蓋度相對較低(表1)，抵御風(fēng)沙能力相對較弱，表層土壤仍受風(fēng)蝕和風(fēng)積作用的影響，土壤含沙粒較多而養(yǎng)分不足[19]；另一方面是ESSG模式下的灌木根系更發(fā)達(dá)，扎根更深，憑借根系生長，既能促進(jìn)深層土壤中微生物的生長，又能提高酶活性[12,18]。

因?yàn)樯痴系脑O(shè)立能夠增加地表粗糙度，減弱風(fēng)力侵蝕，同時也能有效固定流沙，一定程度攔截外來沙源，為植被的生長提供更好的條件，從而改善土壤肥力狀況[20-21]。所以ESSG模式下土壤生物學(xué)肥力最優(yōu)(圖4)。沙障的固沙效益在毛烏素沙地得到了印證，沙障和植被共同作用的沙丘在移動速度上顯著低于只采取植被固定措施的沙丘[22]。同時沙障也在科爾沁沙地生態(tài)恢復(fù)上發(fā)揮著巨大的作用，不僅能降低風(fēng)速，更能攔截植物種子，使植物能在沙障周圍扎根生長，從而改善沙化草地的植被狀況[23]。

圖7 EG和ESG模式不同恢復(fù)年限下土壤酶活性Fig. 7 Soil enzyme activities of different restored years in EG and ESG patterns

圖8 EG和ESG模式下不同恢復(fù)年限的生物學(xué)肥力指數(shù)得分Fig. 8 Synthetic score of soil BFI of different restoration ages in EG and ESG patterns

3.2 沙化草地不同生態(tài)恢復(fù)年限對土壤生物學(xué)肥力的影響

本研究中，各項(xiàng)生物學(xué)肥力指標(biāo)在各土層中的年際變化規(guī)律大致相同，皆為≥15高于7～9高于≤5 a。但部分指標(biāo)在≤5 a恢復(fù)地的略高于7～9 a。這是由于沙土中養(yǎng)分含量較低，在若爾蓋沙化草地生態(tài)恢復(fù)治理的初期，為了保證植物生長有足夠的養(yǎng)分，通常會加施腐熟的牛羊糞等肥料，大量的外來有機(jī)物質(zhì)促進(jìn)了微生物的繁殖，導(dǎo)致了≤5 a的土壤微生物數(shù)量較多，也提高了土壤中的酶活性，而隨著年限的增加，種植初期施用的肥料逐漸被消耗完，微生物數(shù)量及酶活性便略有減少[24-25]。

≤5和7～9 a恢復(fù)地生物學(xué)肥力指標(biāo)垂直變化規(guī)律性不強(qiáng)，但當(dāng)沙化草地恢復(fù)時間超過15 a后，各指標(biāo)的垂直變化規(guī)律性基本一致：隨土層深度增加而減少。這是因?yàn)樵谏鷳B(tài)恢復(fù)初期，植被和土壤之間的交互關(guān)系尚不穩(wěn)定[26-27]。此外，外部因素如施肥、沙塵覆蓋等也影響著微生物在土層中的垂直分布。而隨著恢復(fù)年限的增加，植被和土壤之間的養(yǎng)分循環(huán)趨于穩(wěn)定，植被通過凋落物等向土壤輸入的有機(jī)質(zhì)也隨之增加，土壤的物理性質(zhì)與氮、磷等養(yǎng)分狀況也因此改善，從而改善了土壤生物學(xué)肥力性質(zhì)[28-30]。

EG和ESG模式下土壤生物學(xué)肥力指數(shù)均隨年限增加而提高(圖8)。這與斯貴才等[31]關(guān)于當(dāng)雄縣高寒草原的研究結(jié)果相似。隨著恢復(fù)年限的增加，植物的固沙效應(yīng)逐漸發(fā)揮出來，在地上部分，植被增加了下墊面粗糙度，降低了風(fēng)速，減弱了風(fēng)力侵蝕，同時植被的凋落物為土壤輸入了大量的有機(jī)物，為微生物的生長和酶的產(chǎn)生提供了豐富的能源[32-33]。在地下部分，植物根系的生長，能向土壤中釋放養(yǎng)分，有利于微生物的生長，提高酶活性[18]。此外，≤5 a恢復(fù)地的生物學(xué)肥力指數(shù)已顯著高于未恢復(fù)地，證明即使是短期的生態(tài)恢復(fù)也對若爾蓋沙化草地有明顯的修復(fù)效果。生態(tài)恢復(fù)的短期效益也在干旱、半干旱地區(qū)得到顯現(xiàn)，如在寧夏圍封5年時植被數(shù)量特征值已有顯著提高，在伊朗，圍封4 a的草場在植被覆蓋度和土壤碳、氮含量及顆粒組成上都有顯著改善[34-35]。土壤生物學(xué)肥力在若爾蓋沙化草地恢復(fù)年限超過15 a后仍呈現(xiàn)增加的趨勢。但在寧夏鹽池，草地物種多樣性在封育10 a后有所下降[34]；在甘肅天祝，圍封對退化草地的恢復(fù)效益在4年后顯著降低[36]。造成這種差異的原因可能是若爾蓋的水分條件較寧夏等西北地區(qū)更優(yōu)[13]，人工種植植被和設(shè)置沙障對沙化草地的恢復(fù)作用時期也更長。這一趨勢表明若爾蓋草地在15 a之后仍有恢復(fù)的潛力，其最佳恢復(fù)年限有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

3種生態(tài)恢復(fù)措施均能夠有效地提高若爾蓋沙化草地的微生物數(shù)量、微生物量、酶活性及生物學(xué)肥力指數(shù)，其中圍欄禁牧沙障+灌草間作模式的效果優(yōu)于圍欄禁牧灌草間作模式與圍欄禁牧草本模式。因此在沙化地區(qū)布設(shè)沙障和種植灌木是有效的固沙措施，能為植物的生長營造良好的土壤環(huán)境。在本研究的年限范圍中，圍欄禁牧草本模式和圍欄禁牧灌草間作模式下土壤生物學(xué)肥力隨恢復(fù)年限增加而提高，表明生態(tài)恢復(fù)措施改善若爾蓋沙化草地土壤質(zhì)量的效應(yīng)隨恢復(fù)時間的增加而逐漸增大，并且這些恢復(fù)措施在15 a之后效果仍然顯著，尚未達(dá)到臨界年限，其最佳恢復(fù)年限有待進(jìn)一步研究。