沙化草地生態(tài)恢復(fù)對(duì)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(huì)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(píng)價(jià)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(duì)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?jiǎng)恿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(duì)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(duì)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(píng)價(jià)生態(tài)恢復(fù)措施對(duì)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(duì)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(duì)生物學(xué)肥力進(jìn)行綜合定量評(píng)價(jià)，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(shí)長約為2 389 h，相對(duì)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(gè)樣地中選擇3個(gè)2 m×2 m的樣方，每個(gè)樣方按對(duì)角線法布設(shè)5點(diǎn)，采集0-10、10-20、20-40 cm土壤，再將3個(gè)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(cè)定生物學(xué)指標(biāo)。同時(shí)，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(duì)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(cè)定方法

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

1.4 數(shù)據(jù)分析

在Excel 2010和SPSS 19.0平臺(tái)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(píng)價(jià)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(gè)指標(biāo)的隸屬度值，Xij為各肥力因子值，Ximax和Ximin為第i個(gè)因子的最大值和最小值。

最后利用綜合評(píng)價(jià)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(gè)指標(biāo)的主成分載荷，Ui為第i個(gè)指標(biāo)的隸屬度值，n是指標(biāo)個(gè)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(gè)評(píng)價(jià)指標(biāo)進(jìn)行主成分分析，評(píng)價(jià)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(gè)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(gè)主成分計(jì)算各評(píng)價(jià)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(gè)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(gè)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(gè)指標(biāo)的主成分分析結(jié)果顯示，EG模式下第1個(gè)主成分的特征值為9.058，貢獻(xiàn)率為82.35%，ESG模式下前兩個(gè)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(shí)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(duì)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(shí)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(dòng)，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(duì)較低(表1)，抵御風(fēng)沙能力相對(duì)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(shí)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(dòng)速度上顯著低于只采取植被固定措施的沙丘[22]。同時(shí)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(duì)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(huì)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(shí)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(shí)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(duì)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(shí)植被數(shù)量特征值已有顯著提高，在伊朗，圍封4 a的草場(chǎng)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(shì)。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(duì)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(duì)沙化草地的恢復(fù)作用時(shí)期也更長。這一趨勢(shì)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(shí)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。