黃土高原呂梁山撂荒棗林土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)

王佳琪 ，王改玲 ，殷海善 ，王 薈 ，孫 琳

（1.山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，山西 太谷 030801；2.山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 農(nóng)業(yè)經(jīng)濟(jì)管理學(xué)院，山西 太原 030006）

土壤是植物生存發(fā)展的重要載體，是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分。土壤質(zhì)量是土壤多個(gè)功能指標(biāo)的綜合體現(xiàn)，是揭示土壤動(dòng)態(tài)條件最敏感的指標(biāo)[1]，也是衡量土壤生態(tài)安全和資源可持續(xù)利用的重要指標(biāo)?；謴?fù)植被、提高土壤質(zhì)量是促進(jìn)區(qū)域生態(tài)建設(shè)的重要內(nèi)容[2]。研究發(fā)現(xiàn)，生態(tài)恢復(fù)會(huì)通過(guò)影響土壤的理化性質(zhì)而影響土壤質(zhì)量的變化趨勢(shì)[3]。在內(nèi)蒙古主要典型草原帶草地撂荒演替過(guò)程中，土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮等主要養(yǎng)分均表現(xiàn)出先降低后增加的趨勢(shì)[4]；在滇中高海拔區(qū)，撂荒耕地土壤養(yǎng)分指數(shù)呈現(xiàn)先降低后逐漸穩(wěn)步增加的趨勢(shì)，土壤酶活性呈現(xiàn)逐步上升并隨著植被種群的確立而穩(wěn)定的趨勢(shì)[5]；在重慶渝北區(qū)，紫色土撂荒后隨年限增加耕地容重先升后降，土壤各養(yǎng)分含量呈現(xiàn)先減少后增加的趨勢(shì)[6]。馮璐[7]對(duì)陜西黃土丘陵溝壑區(qū)不同年限撂荒草地土壤性質(zhì)的研究表明，以農(nóng)地相比，草地撂荒對(duì)土壤基本性質(zhì)、孔隙特征、入滲性能等方面具有顯著的改善作用。據(jù)此認(rèn)為，黃土丘陵溝壑區(qū)應(yīng)堅(jiān)持實(shí)施退耕還林草工程，擴(kuò)大草地的恢復(fù)面積，協(xié)調(diào)發(fā)揮植被的持水保土作用和環(huán)境綠化功能[8]。

黃土高原是我國(guó)“三區(qū)四帶”生態(tài)安全戰(zhàn)略的重要組成部分。呂梁山區(qū)位于黃河中游晉陜峽谷地帶，是黃土高原的重要組成部分。該區(qū)域水土流失嚴(yán)重，是國(guó)家級(jí)限制開(kāi)發(fā)的重點(diǎn)功能區(qū)。呂梁山沿黃13.33×106萬(wàn)hm2的紅棗經(jīng)濟(jì)林是黃土丘陵區(qū)水土流失治理的重要生態(tài)工程，也是農(nóng)民脫貧致富的重要產(chǎn)業(yè)。然而，當(dāng)?shù)丶t棗經(jīng)濟(jì)林多為坡耕地，生態(tài)效益有限[9]。近年來(lái)，隨著紅棗市場(chǎng)轉(zhuǎn)變，呂梁紅棗經(jīng)濟(jì)效益下滑，部分被撂荒棄管。資料顯示，呂梁山撂荒棗林面積至少占1/3 以上。然而，目前的研究主要集中于耕地撂荒和草地撂荒對(duì)土壤質(zhì)量的影響，但對(duì)經(jīng)濟(jì)林撂荒地土壤質(zhì)量的研究較少。呂梁山紅棗經(jīng)濟(jì)林撂荒后土壤性質(zhì)變化，特別是綜合了土壤物理、化學(xué)、生物學(xué)性質(zhì)的土壤質(zhì)量演變研究還未見(jiàn)報(bào)道。

本研究通過(guò)空間代替時(shí)間的研究方法，研究呂梁山不同撂荒年限棗林土壤理化性質(zhì)、土壤酶活性的變化，并采用主成分分析法，對(duì)土壤質(zhì)量進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)，揭示不同撂荒年限棗林土壤質(zhì)量變化規(guī)律，從而為該區(qū)域廣泛存在的低效紅棗經(jīng)濟(jì)林生態(tài)轉(zhuǎn)型及生態(tài)高質(zhì)量發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于山西省呂梁市臨縣龐家莊（北緯38°03、東經(jīng)110°53），屬黃土丘陵溝壑區(qū)，海拔（928±1）m，年平均降水量約518.8 mm，年均氣溫8.8 ℃，無(wú)霜期160 d。該區(qū)域土質(zhì)為黃綿土，抗侵蝕性差，水土流失嚴(yán)重。境內(nèi)山嶺連綿、地表破碎，紅棗比較效益下降，經(jīng)濟(jì)較為落后，中青年勞動(dòng)力大量外流，棗林大面積撂荒。

1.2 野外調(diào)查與樣品采集

經(jīng)調(diào)查研究和野外走訪，于2021年4月選擇土壤類(lèi)型、坡度和海拔等立地條件基本一致，年限不同的3 塊棗樹(shù)樣地，分別為自然撂荒2 a、自然撂荒6 a 和自然撂荒14 a，并以常規(guī)耕作棗樹(shù)地為對(duì)照。用環(huán)刀（容積是200 cm3）在各樣地采集0～20 cm 原狀土樣3 個(gè)；按照“S”型5 點(diǎn)采樣法，使用土鉆（內(nèi)徑為5 cm）分別采集0～5、5～10、10～20 cm 土層深度的土樣，將同樣地同土層的土樣混合保存至密封袋中。環(huán)刀內(nèi)土樣用于測(cè)定土壤物理性質(zhì)；密封袋中土樣揀去石塊、枯枝落物等置于陰涼處自然風(fēng)干，過(guò)篩后測(cè)定土壤養(yǎng)分及酶活性。

1.3 測(cè)定指標(biāo)及方法

依照《土壤農(nóng)化分析》相關(guān)要求進(jìn)行土壤理化性狀測(cè)定[10]；土壤酶活性測(cè)定依照《土壤酶及其研究方法》[11]進(jìn)行。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

1.5 土壤評(píng)價(jià)指標(biāo)

選取理化指標(biāo)中的容重、田間持水量、pH、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、全鉀、有效磷、速效鉀，脲酶、過(guò)氧化氫酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶作為土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)[12]（分別用x1、x2、x3、…、x13表示），主成分分析法計(jì)算不同撂荒年限土壤質(zhì)量綜合指數(shù)（SQI）。

由于各指標(biāo)其量綱各不相同，為保證其客觀性，首先對(duì)原始數(shù)據(jù)進(jìn)行無(wú)量綱處理，即計(jì)算其隸屬度Q(Xi)。

式中，Xi為第i項(xiàng)指標(biāo)實(shí)測(cè)值，Ximax為第i項(xiàng)指標(biāo)實(shí)測(cè)值的最大值，Ximin為第i項(xiàng)指標(biāo)實(shí)測(cè)值的最小值。

因?yàn)楦饕蜃诱急炔煌?，采用?quán)重系數(shù)代表其重要程度。利用SPSS 軟件主成分分析，提取綜合指標(biāo)，得到各主成分的貢獻(xiàn)率、累積貢獻(xiàn)率；依據(jù)不同主成分中指標(biāo)因子負(fù)荷量，得出它們?cè)诓煌鞒煞种械臋?quán)重（Wi）。

式中，Cyi表示第i項(xiàng)指標(biāo)因子在某個(gè)主成分中載荷的絕對(duì)值。

最后對(duì)各土壤質(zhì)量指標(biāo)值進(jìn)行加乘，計(jì)算不同撂荒年限各主成分得分及土壤質(zhì)量綜合指數(shù)（SQI）[13]。

式中，SQIj為第j項(xiàng)的主成分得分，m為指標(biāo)個(gè)數(shù)，Kj為各主成分的方差貢獻(xiàn)率。

（3）對(duì)向美國(guó)或其他外國(guó)市場(chǎng)出口的產(chǎn)品實(shí)行補(bǔ)貼（或有補(bǔ)貼效果的措施），從而實(shí)質(zhì)性影響了美國(guó)有競(jìng)爭(zhēng)力的產(chǎn)品在美國(guó)市場(chǎng)或其他外國(guó)市場(chǎng)的銷(xiāo)售。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同撂荒年限棗林對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響

容重是反映土壤密實(shí)程度的重要指標(biāo)，其值越小代表土壤越疏松，有利于植物根系的穿插及雨水的下滲。由表1 可知，棗林自然撂荒后，隨撂荒年限延長(zhǎng)土壤容重呈降低趨勢(shì)。撂荒14 a 后，土壤容重顯著降低（P＜0.05），較清耕土壤減少了7.25%。與土壤容重正好相反，土壤總孔隙度呈現(xiàn)增加趨勢(shì)。土壤田間持水量和毛管孔隙度總體上均表現(xiàn)為增大的趨勢(shì)，同清耕土壤相比，撂荒2 a 變化不顯著；而撂荒6、14 a 后均有顯著增加（P＜0.05），田間持水量分別增加了9.17%和10.92%，毛管孔隙度分別增加了7.77%和5.79%。

表1 不同撂荒年限土壤0～20 cm 物理性質(zhì)Tab.1 Physical properties in 0-20 cm soil in different yeares of abandonment

2.2 不同撂荒年限棗林對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

由圖1 可知，不同撂荒年限0～5、5～10、10～20 cm 各土層土壤有機(jī)質(zhì)、有效磷、速效鉀含量隨撂荒年限的增加均呈現(xiàn)先降低后增加的趨勢(shì)；同一撂荒年限，不同土層則呈現(xiàn)隨土層深度的增加，養(yǎng)分含量逐漸降低的趨勢(shì)。與清耕區(qū)相比，撂荒土壤各養(yǎng)分含量表現(xiàn)出更強(qiáng)的表聚性。

圖1 不同撂荒年限土壤有機(jī)質(zhì)及速效養(yǎng)分Fig.1 Soil organic matter and available nutrients in different years of abandonment

由圖1 可知，在0～5 cm 土層，撂荒2 a 土壤有機(jī)質(zhì)含量較清耕顯著降低22.81%，撂荒6、14 a 顯著增加（P＜0.05），且在撂荒6 a 有機(jī)質(zhì)含量達(dá)到最高（9.86 g/kg）。撂荒6 a 土壤0～20 cm 有機(jī)質(zhì)平均含量分別是撂荒2 a、清耕的1.80 倍和1.07 倍。

在0～5、5～10、10～20 cm 土層上土壤有效磷含量變化幅度分別是2.82～3.46、2.52～3.00、1.29～2.27 mg/kg。0～5 cm 土層上，撂荒2 a 土壤有效磷、速效鉀較清耕分別顯著降低18.57%和7.85%，撂荒6、14 a 逐漸增加；撂荒14 a，0～5 cm 土層土壤速效鉀含量是清耕土壤的1.36 倍（圖1）。

由表2 可知，土壤全氮、全磷、全鉀含量均隨撂荒年限增加整體上表現(xiàn)為逐漸增加趨勢(shì)，而在土壤剖面上表現(xiàn)為隨土層深度增加逐漸減小。撂荒6 a土壤的全氮和全磷含量達(dá)到最高，在0～20 cm 土層其值較清耕分別增加了6.76%和8.15%。撂荒14 a，0～5 cm 土壤全磷含量是清耕土壤的1.01 倍；與清耕區(qū)相比，全鉀含量在3 個(gè)土層增加顯著（P＜0.05），增幅為10.53%～12.10%。各處理土壤pH值均表現(xiàn)為隨著土層深度的加深而逐漸增大的趨勢(shì)，同一土層深度各處理間差異較小。

表2 不同撂荒年限土壤pH 值及全量養(yǎng)分Tab.2 Soil pH and total nutrients in different years of abandonment

2.3 不同撂荒年限棗林對(duì)土壤酶活性的影響

從圖2 可以看出，脲酶活性隨恢復(fù)年限增加整體上表現(xiàn)為先降低后升高的趨勢(shì)，且撂荒6、14 a 變化顯著（P＜0.05）；土壤脲酶活性在0～5 cm 最高，5～10 cm 次之，而10～20 cm 最低。對(duì)照清耕，土壤脲酶活性在撂荒14 a 在0～5 cm 土層增加了1.61%～23.39%。

圖2 不同撂荒年限土壤酶活性Fig.2 Soil enzyme activity in different years of abandonment

土壤蔗糖酶對(duì)促進(jìn)土壤碳循環(huán)和增加可溶性營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)具有重要作用。棗林恢復(fù)過(guò)程中土壤蔗糖酶活性有所升高。在0～5 cm 土層上，隨著恢復(fù)年限的延長(zhǎng)呈逐漸上升趨勢(shì)，撂荒6 a 達(dá)最大值，之后有些降低（P＜0.05）。清耕樣地的蔗糖酶活性最低，撂荒14 a，蔗糖酶活性較對(duì)照增加幅度為：0～5 cm 土層33.13%～117.62%，5～10 cm 土層58.25%～75.31%，10～20 cm 土層36.33%～37.83%。植被恢復(fù)過(guò)程中土壤蔗糖酶活性在土壤剖面上表現(xiàn)為0～5 cm＞5～10 cm＞10～20 cm，且差異顯著（P＜0.05）。

隨撂荒年限的增加，土壤堿性磷酸酶活性在0～5 cm 土層逐漸增強(qiáng)，而在5～10、10～20 cm 土層上均表現(xiàn)為撂荒2 a 先降低，撂荒6、14 a 逐漸增強(qiáng)的顯著變化（P＜0.05）；且土壤剖面上表現(xiàn)為0～5 cm＞5～10 cm＞10～20 cm。對(duì)照清耕土壤，堿性磷酸酶活性在0～5、5～10、10～20 cm 土層剖面上，增幅分別是21.70%～56.13%、40.98%～50.32%和33.80%～52.86%（P＜0.05）。

土壤撂荒后自然恢復(fù)14 a，土壤過(guò)氧化氫酶活性在土壤剖面總體上表現(xiàn)為撂荒2 a 有所下降后逐漸呈上升趨勢(shì)。與清耕相比，撂荒14 a 土壤過(guò)氧化氫酶活性在0～5 cm 土層增加了11.23%，5～10 cm土層增加5.26%，10～20 cm 土層增加了4.17%。

2.4 土壤質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)

由于指標(biāo)過(guò)多且極具相關(guān)性，采用主成分分析實(shí)現(xiàn)簡(jiǎn)化降維，得到經(jīng)過(guò)線性組合的綜合指標(biāo)（主成分），原則上要求特征值大于1 且累積方差貢獻(xiàn)率達(dá)到85%以上即為主成分[14]。從表3 可以看出，基于13 個(gè)指標(biāo)主成分分析，共提取出2 個(gè)綜合指標(biāo)即為主成分，第1 主成分可以解釋全部土壤質(zhì)量指標(biāo)的66.835%，第2 主成分可以解釋全部指標(biāo)的25.738%，這2 個(gè)主成分可以代表研究區(qū)土壤質(zhì)量指標(biāo)。

表3 主成分分析的特征值與方差貢獻(xiàn)率Tab.3 Eigenvalues and variance contribution of principal component analysis

根據(jù)主成分因子載荷（表4）得出不同土壤指標(biāo)在各主成分上的占比不同；主成分1 當(dāng)中，有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、速效鉀、蔗糖酶和堿性磷酸酶的因子載荷大于0.8，有機(jī)質(zhì)是土壤中氮、磷、鉀等養(yǎng)分元素的重要來(lái)源；pH 的因子載荷雖高但卻是負(fù)相關(guān)。容重、有效磷和脲酶在主成分2 的因子載荷絕對(duì)值較大，且對(duì)應(yīng)的權(quán)重有較大正值。

表4 主成分因子載荷與權(quán)重Tab.4 Principal component factor loads and weights

結(jié)合公式（3）和公式（4）計(jì)算不同撂荒年限下各主成分得分與土壤質(zhì)量綜合指數(shù)，結(jié)果如表5 所示，不同處理主成分1、2 得分變幅為0.131～0.875，土壤質(zhì)量綜合指數(shù)由高到低依次為撂荒14 a（0.711）＞撂荒6 a（0.548）＞清耕（0.329）＞撂荒2 a（0.119）。撂荒6、14 a 較對(duì)照均有顯著增加，增加幅度為66.57%～116.11%，說(shuō)明撂荒6、14 a 后土壤質(zhì)量明顯改善。植被恢復(fù)14 a 期間，土壤質(zhì)量指數(shù)在空間尺度上總體增大。

表5 各主成分得分與土壤質(zhì)量綜合指數(shù)Tab.5 Scores for each principal component and soil quality composite index

土壤質(zhì)量綜合指數(shù)取值為0～1.0，以0.2 為極差，將土壤質(zhì)量狀況劃分為5 個(gè)等級(jí)：0.8～1.0 為Ⅰ級(jí)（肥沃）；0.6～0.8 為Ⅱ級(jí)（較肥沃）；0.4～0.6 為Ⅲ級(jí)（中等）；0.2～0.4 為Ⅳ級(jí)（貧瘠）；0～0.2 為Ⅴ級(jí)（極貧瘠）[15]。研究區(qū)撂荒14 a 達(dá)到Ⅱ級(jí)水平，撂荒6 a 處于Ⅲ級(jí)水平，對(duì)照清耕屬于貧瘠土壤。

3 結(jié)論與討論

3.1 撂荒年限對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響

地上植被與土壤相互影響的宏觀表現(xiàn)，體現(xiàn)在土壤結(jié)構(gòu)和水分特征等理化性質(zhì)的變化上，這進(jìn)一步影響到有機(jī)質(zhì)和其他的養(yǎng)分含量，而這種影響程度取決于相互作用的周期長(zhǎng)短[16]。試驗(yàn)地為棗林土壤自然閑置，棗樹(shù)和其他林下植被的枯枝落葉以及死亡根系被土壤分解轉(zhuǎn)化，養(yǎng)分返還到土壤增加了有機(jī)質(zhì)，而土壤有機(jī)質(zhì)含量的變化進(jìn)而會(huì)影響到土壤結(jié)構(gòu)及土壤的水肥氣熱的協(xié)調(diào)。本研究表明，隨著撂荒年限增加，土壤的自我恢復(fù)向著良性的方向演替。土壤植被的豐富以及根系的增長(zhǎng)，容重、田間持水量等物理性質(zhì)逐漸改善，這和李小煒等[17]、郭曼等[18]的研究結(jié)論相似。撂荒14 a 后植被種類(lèi)變得豐富，土壤中的根系錯(cuò)綜復(fù)雜的穿插，疏松土壤質(zhì)地的同時(shí)改善了土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)，所以，相比清耕土壤容重出現(xiàn)下降，田間持水量呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，同時(shí)微生物的分解作用使得養(yǎng)分含量顯著上升。

3.2 撂荒年限對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

不同撂荒年限的土壤由于地上植被向其輸入和輸出的有機(jī)物質(zhì)的配比不同，使得土壤的基本性質(zhì)存在差異，因此，影響了有機(jī)質(zhì)變化。本研究中，隨著植被的自我恢復(fù)，有機(jī)質(zhì)含量逐漸增加，這與馮璐[7]的研究結(jié)果相一致。相比撂荒2 a，撂荒6、14 a 的有機(jī)質(zhì)含量較高，主要是植被的種類(lèi)日漸豐富、凋落物的碳?xì)w還量增加、根系活動(dòng)劇烈以及微生物分解合成頻繁等因素有關(guān)。隨著土層加深，除清耕外，有機(jī)質(zhì)均不斷減少，這與姚喜喜等[19]的研究結(jié)果一致。表層土壤中根系分布較多，分解后產(chǎn)生一定量的腐殖質(zhì)[20]，第一時(shí)間增加了有機(jī)碳的含量，因此，有機(jī)質(zhì)含量相對(duì)多于下層土壤。

常用土壤中的氮、磷、鉀含量來(lái)評(píng)判土壤肥力水平，同時(shí)養(yǎng)分變化與植物群落的發(fā)育密切相關(guān)。本研究中不同撂荒年限下土壤速效養(yǎng)分均表層（0～5 cm）最高，且土層越深養(yǎng)分逐漸降低，這與大多數(shù)研究[21-22]結(jié)果相一致。其主要是因?yàn)楦采w在地表的各類(lèi)植被凋落后，分解轉(zhuǎn)化后先在土壤表層釋放大量的氮磷鉀等營(yíng)養(yǎng)元素。撂荒6、14 a 后全氮含量高于其他年限，一方面是地下的枯枝物補(bǔ)充了土壤中的氮素；另一方面地表有較多的凋落物覆蓋和保護(hù)土壤，使得雨水沖擊作用減緩的同時(shí)降低了水分的蒸發(fā)，并且對(duì)地表徑流進(jìn)行攔截和過(guò)濾[23],有效改善了生態(tài)環(huán)境，有利于土壤氮循環(huán)的可持續(xù)進(jìn)行。棗林撂荒后土壤速效鉀含量高于清耕處理，其中，0～5 cm 土層差異顯著，這與王聰?shù)萚24]在黑土上的結(jié)論一致。植被恢復(fù)加快了根系對(duì)養(yǎng)分的歸還[25]，從而改善土壤質(zhì)量，提高土壤生產(chǎn)力。清耕地土壤由于地表植被及時(shí)清除，全氮含量相對(duì)較低，在0～20 cm 土層中含量變化不顯著。撂荒2 a土壤由于不再耕作，使得土壤中殘留物和根系含量大大減少，腐殖質(zhì)積累變少，再加上不再施用化肥，全氮和速效鉀含量逐漸降低。

3.3 撂荒年限對(duì)土壤酶活性的影響

土壤的酶活性作為積極響應(yīng)土壤環(huán)境變化的主要成分，是評(píng)價(jià)土壤肥力水平的一個(gè)重要生物指標(biāo)。

土壤脲酶參與催化尿素的水解，同時(shí)釋放二氧化碳?xì)怏w，體現(xiàn)土壤中有機(jī)態(tài)氮的轉(zhuǎn)化情況；堿性磷酸酶活性可以表征土壤有機(jī)磷分解轉(zhuǎn)化[26]。本研究得出，隨著恢復(fù)時(shí)間增加，脲酶、磷酸酶活性總體上表現(xiàn)為升高；撂荒14 a 的土壤脲酶在0～5 cm 土層中活性最強(qiáng)，說(shuō)明其土壤中氮、磷素循環(huán)強(qiáng)度大，此時(shí)植被覆蓋度大且樣式繁多，土壤生物化學(xué)反應(yīng)活躍；撂荒2 a 的土壤C、N 含量都較低，故而活性較弱。

過(guò)氧化氫酶活性與土壤微生物活動(dòng)以及呼吸強(qiáng)度密切相關(guān)，直接影響到土壤腐殖質(zhì)化強(qiáng)度大小以及有機(jī)質(zhì)分解速度。土地撂荒14 a 酶活性在土壤剖面上總體表現(xiàn)為0～5 cm 土層呈上升趨勢(shì)，5～10、10～20 cm 土層呈先降低后上升。隨著植被恢復(fù)年限增加，酶活性也是逐漸增強(qiáng)。

土壤蔗糖酶活性與可溶性營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)成正相關(guān)，即土壤肥力水平越高，蔗糖酶活性也越強(qiáng)[27]。黃土丘陵區(qū)棗林撂荒恢復(fù)過(guò)程中土壤蔗糖酶活性也有增加，在恢復(fù)6 a 后達(dá)到最大值，之后有所降低；在土壤剖面上隨著土層深度增加，蔗糖酶活性逐漸降低。撂荒初期地表植被覆蓋稀少，土層中根系分布也較少，酶活性相對(duì)較低。

3.4 不同撂荒年限土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)

土壤質(zhì)量及其演變受到氣候變化、植被發(fā)育生長(zhǎng)、人為活動(dòng)等因素影響[28]。本研究采用土壤質(zhì)量指數(shù)法來(lái)表征黃土高原呂梁山不同撂荒年限棗林土壤質(zhì)量的變化情況，定量評(píng)價(jià)棗林撂荒對(duì)土壤質(zhì)量的改善效果。結(jié)果表明，土壤質(zhì)量綜合指數(shù)為撂荒14 a（0.711）、撂荒6 a（0.548）、撂荒2 a（0.119）和清耕（0.329）。這說(shuō)明隨著恢復(fù)年限的延長(zhǎng)，棗林土壤進(jìn)行自我恢復(fù)，改善了土壤質(zhì)地和結(jié)構(gòu)，微生物活動(dòng)比較強(qiáng)烈，因此，土壤質(zhì)量綜合指數(shù)逐漸上升。這和MENSAH 等[29]研究結(jié)果一致，研究區(qū)土壤質(zhì)量指數(shù)撂荒14 a 達(dá)到較肥沃水平，撂荒6 a 處于中等水平，對(duì)照清耕屬于貧瘠土壤，表明呂梁山區(qū)土壤質(zhì)量貧瘠，土壤退化嚴(yán)重；自然撂荒下隨著植被重建，提高了速效養(yǎng)分和有機(jī)碳含量，生物活性增強(qiáng)以及改善土壤結(jié)構(gòu)狀況，是恢復(fù)土壤肥力的有效手段之一。

綜上所述，隨著撂荒年限的延長(zhǎng)，土壤的物理特性、酶活性和養(yǎng)分狀況總體趨勢(shì)上改善顯著，撂荒6、14 a 后的土壤肥力要優(yōu)于清耕和撂荒2 a 土壤。本研究利用主成分分析得到土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指數(shù)可以較好地反映棗園撂荒演替過(guò)程中實(shí)際的肥力狀況，這與趙瑞芬等[30]在核桃區(qū)以及劉江等[31]關(guān)于甘草地的研究應(yīng)用有相似的觀點(diǎn)。