封育對蒿類荒漠草地土壤團聚體穩(wěn)定性的影響

中圖分類號：S812.3 文獻標識碼：A 文章編號：1007-0435（2025）05-1534-10

Abstract：This study was conducted in diferent regions of sagebrush desert grassland on northern slopes of the Tianshan Mountains in Xinjiang Uygur Autonomous Region，and investigated the effects of grazing enclosure on soil aggregate stability. The composition and stability of soil aggregates in the 0-50cm soil layer were determined based on the wet sieving method. The results showed that the soil aggregates in sagebrush desert grasslands were mainly gt;0.25mm ，with a content greater than 57.5% ，but the response of each soil layer to enclosure was not consistent among different plots. After enclosure，the content of （ ?25-2mm aggregates in the O5cm and 5?10cm soil layers of the Manas plot significantly increased by 70.0% and 60.8% ，respectively， while the 5?10cm ， 10-20cm and 20-30cm soil layers of the Qitai plot significantly increased by 23.2% ， 51.6% ，and 32.7% ，respectively. As the depth of the soil layer increased，the stability of aggregates showed anincreasing trend firstly and thendecreased.Theenclosedarea Was slightly lower than thecontrol area，but thediffrences between diferent plots were not significant.The stability of soil aggregates was significantly cor related with the content of soil aggregates （ ），among which silt+clay and microaggregates were the dominant factors affecting the stability of soil aggregates.After enclosure，theregulatory efect of vegetation coverage on soil aggregate stability enhanced，while soil bulk density became weakened. In summary，soil aggregates in the sagebrush desert grassland in northern Xinjiang were mainly gt;0.25mm aggregates，and the overall stability of soil aggregates did not change significantly after 4-1l years of enclosure. Key words：Grazing enclosure;Sagebrush desert grassand ;Stability of soil aggregates; Driving factors

我國約 90% 的草地發(fā)生了不同程度的退化，其中 60% 以上為重度退化，尤其是在全球氣候變化的大背景下，不合理的管理與利用加劇了草地生態(tài)系統(tǒng)的退化[2-3]。如何恢復草地生態(tài)功能和抑制草地退化已成為草地管理的首要任務。封育作為退化草地恢復的重要舉措之一[4-5]，因杜絕了家畜的放牧干擾，顯著改善了草地生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能[2]。目前，圍繞封育對退化草地植被特征、群落結構、土壤養(yǎng)分及理化性質等方面的影響已開展了大量研究，并取得階段性成果[6-11]，但有關封育對土壤團聚體組成及其穩(wěn)定性的研究較為缺乏，值得關注。

土壤團聚體作為土壤結構的基本單元[12-13]，可分為宏觀 （gt;0.25mm） 和微觀 （lt;0.25mm） 團聚體[14]，其空間分布和穩(wěn)定性對于減少土壤侵蝕和退化、保持土壤生產力、促進植物生長和增加土壤有機碳固持等方面具有重要意義[15-17]，特別是在降水較少、溫度變異明顯的干旱、半干旱區(qū)更為顯著[17]但由于草地類型、環(huán)境因子、草地管理、封育年限等因素，封育對土壤團聚體穩(wěn)定性的影響并未形成共識，呈現(xiàn)增加[18]、降低[19]、不變[20-21]等多種結果。如封育通過植被恢復增加土壤大團聚體含量[22-23]，進而增加土壤團聚體的穩(wěn)定性[24-25]；但也有一些研究發(fā)現(xiàn)，隨封育時間延長，草原植被生長繁殖更新逐漸停滯，導致土壤穩(wěn)定性降低[26]。賈麗英等[20]研究表明，封育對大團聚體含量、平均重量直徑和幾何平均直徑沒有顯著影響。因此，封育對土壤團聚體組成及穩(wěn)定性的影響仍需進一步探究和討論。

蒿類荒漠是新疆季節(jié)牧場重要組成部分，植被稀疏，土壤貧瘠，生態(tài)系統(tǒng)較為脆弱[27]。受放牧干擾及其自然條件脆弱性的影響，蒿類荒漠草地出現(xiàn)大面積退化[28]，而封育是其恢復的重要措施之一。目前，有關封育對退化蒿類荒漠草地的影響已在植被生產力、多樣性及土壤理化性質等方面開展了大量研究[9-10.29]，但有關其對土壤團聚體穩(wěn)定性的影響尚不清晰。因此，本文以新疆天山北坡不同區(qū)域退化的蒿類荒漠草地為對象，通過封育區(qū)和放牧區(qū)植被特征、土壤理化性質、土壤團聚體組成及其穩(wěn)定性的研究，明確其對封育的響應異同及其一般規(guī)律，解析了土壤團聚體穩(wěn)定性的調控因素，以期為荒漠草地的恢復管理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)主要位于天山北坡山前低山荒漠帶， 43^° 33^′～43^°47^′N ， 81^°53^′～89^°25^′E ，海拔 950～1270m ，為典型大陸性干旱氣候，年均溫 4^°C～9^°C ，年均降水量150～350mm ，年蒸發(fā)量 2000mm 左右，土壤為荒漠灰鈣土。研究樣地植被建群種為伊犁絹蒿（Seriphidiumtransiliense），博洛塔絹蒿（S.borotalalense），伴生種有半灌木木地膚（Kochiaprostrata）、角果藜（Ceratocar-pusarenarius）叉毛蓬（Petrosimoniasibirica），同時夾雜著少量多年生草本植物，如新疆針茅（Stipa sareptana），羊茅（Festucaouina）短柱苔草（Carexturkestanica）等和短命、類短命植物，如彎果胡盧巴（Trigonellaarcuata），沙蔥（Alliummongolicum）等。

1.2 試驗設計

在天山北坡的西段（鞏留、博樂）中段（瑪納斯、呼圖壁）東段（奇臺）布設5個蒿類荒漠草地樣地（表1），每個樣地均設置封育區(qū)（Grazingenclosure，GE）和對照區(qū)（thecontrol，CK）兩個處理。2O19年、

2014年、2015年、2015年、2012年的6—7月分別在鞏留、博樂、瑪納斯、呼圖壁、奇臺蒿類荒漠草地上選擇植被組成、群落特征及地形地貌上基本相似的地段用網圍欄進行封育，封育區(qū)外圍自由放牧區(qū)設為對照。截止2023年6月，各試驗區(qū)已圍封4～11年。

1.3 野外調查及取樣

2023年6月，在每個樣地的封育區(qū)及對照區(qū)各布設5條 100m 的樣線，相鄰兩條樣線間的距離 25m 。每條樣線上等距離布設5個 1m×1m 樣方，樣方間的距離為 25m ，共計250個樣方5個樣地 ×2 個處理（樣地） ×5 條樣線（處理） ×5 個樣方（樣線）（圖1）。5個樣地共采集250份混合土樣[5個樣地 ×2 個處理（樣地） ×5 條樣線（處理） ×1 個混合土壤（樣線） ×5 個土層]。

1.3.1植被群落特征首先對每個樣方進行總蓋度的測定，然后分種進行高度、蓋度、密度、生物量的測定，同時收集地上調落物。其中地上生物量采用齊地刈割法，分種帶回室內， 105^°C 下殺青 10min 后 80^°C 烘干獲得干重；凋落物生物量采用直接收集法，帶回室內獲得十重 （80^°C） 。

1.3.2地下生物量在布設的每條樣線上，選擇1個測產樣方，其內采用土塊挖掘法，隨機布設面積為 10cm×20cm 的小樣方，分層獲取 0～5cm，5～ 10cm，10-20cm，20-30cm，30-50cm 的土樣，分別置于做好標簽的尼龍袋（孔徑為 0.5mm 中，共計250份樣品，帶回室內。利用水洗法獲得地下根系生物量 （80^°C，24h） 。

1.3.3土壤樣品采集在布設的每條樣線上，選擇3個測產樣方，每個樣方采集 _0～5cm，5～10cm 10～20cm ， 20～30cm 和 30～50cm 土層土壤，每層取 1kg 土，分層混勻，形成1個混合樣，5個樣地共采集250份混合土樣。所獲得的混合土樣剔除植物根系和石礫陰干后，土樣分別過直徑為 1mm 和 0.25mm 的土篩后用于 pH 、電導率和土壤有機碳的測定。同時，每條樣線上，選擇1個樣點，用 100cm³ 的環(huán)刀分層進行土壤容重（BD）的測定。

1.3.4土壤團聚體樣品采集在每個樣地沿對角線選擇5個樣點，除去表層枯落物，采集 0～5cm ，5～10cm ， 10～20cm ， 20～30cm 和 30～50cm 土層原狀土樣裝入塑料盒內運回室內，共獲得250份土壤團聚體土樣，帶回實驗室放于通風處自然風干，并沿著自然裂縫用手輕輕開直至 lt;8mm ，剔除小石塊和植物殘體，盡量減少對土壤團聚結構的破壞，后用于土壤團聚體組成及穩(wěn)定性的測定。

1.3.5土壤理化性質的測定土壤有機碳、土壤pH、電導率、容重依次采用重鉻酸鉀-濃硫酸外加熱法[31] ?pH 計[31]（水土比為5：1）、電導法[31]（水土比為5：1）環(huán)刀法[31]進行。

1.3.6土壤團聚體的測定采用濕篩法[32]，測定gt;2mm （大團聚體） .0.25～2mm （較大團聚體）、 （微團聚體）和 lt;0.053mm （粉土十粘土）各粒徑土壤水穩(wěn)性團聚體含量。

1. 4 數據統(tǒng)計與分析

采用Excel2019對實驗數據初步統(tǒng)計與分析；用SPSS22.0軟件中的獨立樣本T檢驗法對不同處理植被多樣性、土壤理化性質進行差異分析，Pearson法進行相關性分析；利用Origin2021進行土壤團聚體組成及穩(wěn)定性圖形的繪制，數據以“均值士標準差\"表示。使用R4.2.2軟件\"LinKET\"包進行植被及土壤理化性質和土壤團聚體穩(wěn)定性調控因素圖形的繪制，并利用Canocoforwindows4.5進行RDA冗余分析。

各粒級水穩(wěn)定性團聚體質量百分比 W_i

式中， M_i 為某粒級水穩(wěn)定性團聚體質量 Π（Π_g） ;M_T 為風干土壤樣品濕篩總量（g）。

土壤團聚體水穩(wěn)定性指標包括 gt;0.25mm 水穩(wěn)定性團聚體比重、平均重量直徑（Meanweightdiameter，MWD）和幾何平均直徑（Geometricmeandiameter，GMD），其計算公式如下[23]：

gt;0.25mm水穩(wěn)定性團聚體比重Ro.25，

式中， M_gt;0.25 為 gt;0.25mm 水穩(wěn)定性團聚體質量 Ξ（g）?M_?T 為團聚體總量 Π（Π_g） ○

平均重量直徑（Meanweightdiameter，MWD）的計算公式為：

幾何平均直徑（Geometricmeandiameter，GMD）的計算公式為：

式中： X_i 為各粒級平均直徑 （mm ）； W_i 為各粒級團聚體質量百分比；n為水穩(wěn)定性總粒級。

植物多樣性指數[33-34]主要進行Patrick指數（R）、Simpson指數（D）、Shannon-Wiener指數（H）及Pielou指數（P）的計算。

重要值（ N）= （相對高度 + 相對蓋度 + 相對密度 + 相對地上生物量）／4

R=S;

D=1-ΣP_i²;

式中，S為樣地物種數； P_i 為第 i 個物種的重要值。

2 結果與分析

2.1封育對草地主要植被特征及土壤理化性質的影響

表2可知，封育后各樣地植被蓋度顯著增加36.96%～172.84% ，地上生物量僅瑪納斯、呼圖壁、奇臺樣地顯著增加 56.88%，261.26%，243.71%（Plt; 0.05），凋落物生物量僅呼圖壁、奇臺樣地顯著增加261. 26%，243.71%（Plt;0.05） ，而鞏留樣地則顯著降低 46.89%（Plt;0.05） 。封育后蒿類荒漠草地植被多樣性僅博樂樣地Shannon-wiener指數（H及Simpson指數（D）瑪納斯樣地Simpson指數、呼圖壁樣地的Pielou指數（P）呈現(xiàn)顯著降低。除鞏留樣地土壤電導率、pH外，封育后各樣地土壤有機碳含量 Φ，pH 、容重、電導率均增降不顯著，而土壤含水量封育后鞏留樣地顯著增加，呼圖壁和奇臺樣地顯著降低 （Plt;0.05） 。

2.2封育對土壤水穩(wěn)性團聚體組成的影響

圖2可知，無論封育與否，不同粒徑團聚體含量按照 0.25～2mm （較大團聚體） .gt;2mm （大團聚體） 0.053～0.25mm（ （微團聚體）和 lt;0.053 mm （粉土 + 粘土）的順序依次遞減。從整體看，封育后 0.25～2mm 粒徑團聚體含量最大，介于21.5%～45.4% ，其次是 介于 23.8%～ 34.8% ，表明 gt;0.25mm 是土壤水穩(wěn)性團聚體的主要組成部分（圖2a）；從各土層看，不同土層團聚體含量對封育的響應并不一致。 0～5cm 土層，封育提高了 0.25～2mm 粒徑團聚體的含量，且瑪納斯樣地封育區(qū)顯著高于放牧區(qū)（圖2b， Plt; 0.05），而奇臺樣地 0.25～2mm 粒徑團聚體的含量顯著低于對照 ，0.053～0.25mm 和 lt;0.053mm 粒徑團聚體的含量則顯著高于放牧區(qū)（圖2b， Plt; 0.05）。 5～10cm 王層，封育顯著提高了鞏留、瑪納斯和奇臺樣地 0.25～2mm 粒徑團聚體的含量（圖 2c，Plt;0.05）;10～20cm 土層，封育顯著提高了博樂和奇臺樣地 0.25～2mm 粒徑團聚體的含量（圖 2d，Plt;0.05）;20～30cm 土層，封育顯著提高了奇臺樣地 0.25～2mm 粒徑團聚體的含量（圖2e，Plt;0.05）;30-50cm 土層，不同處理對各粒徑團聚體含量均無顯著影響（圖2f）。隨土層深度增加，大團聚體和較大團聚體含量呈先增加后降低趨勢，微團聚體及粉粘粒團聚體含量呈先降低后增加的趨勢。

2.3封育對土壤團聚體穩(wěn)定性的影響

如圖3所示，與對照比，整體看 0～50cm 土壤水穩(wěn)性團聚體 R_0.25 ，MWD和GMD均增降不顯著，依次平均為 57.46% ， 0.93mm 和 0.69mm 。隨土層加深， R_0.25，MWD 和GMD呈先增后降趨勢。

0～5cm 土層，封育后瑪納斯樣地 R_0.25 顯著提高34.08% 0 ?Plt;0.05） ，而奇臺樣地 R_0.25 ，MWD，GMD依次顯著降低了 32.95% ， 34.50% 和26.39%（Plt;0.01） 。 10～20cm 土層，封育后僅奇臺樣地 R_0.25 顯著提高17. 96% （ ?lt;0.05） ，而 20～

30cm 土層僅奇臺樣地 R_0.25 ，MWD和GMD顯著提高45. 45% ， 42.10% 和29. 13% C Plt;0.05） 。 5～

10cm 和 30～50cm 土層封育后土壤團聚體穩(wěn)定性均增降不顯著。

2.4 相關分析

Pearson相關性分析表明（圖4），封育區(qū)土壤較大團聚體含量（SMA）與BD呈極顯著正相關，與SWC，SOC，Cov，D、H和P呈顯著負相關，微團聚體（MIAS）與Cov，D，BD呈顯著相關。對照區(qū)SMA與

BD和EC呈顯著正相關，與Cov，D和SWC呈顯著 負相關;MIAS與Cov，D，H呈顯著正相關，與LB， pH、EC、BD顯著負相關;粉土+粘土（SCA）僅與BD 顯著負相關 （Plt;0.05） 。Mantel分析得出，封育區(qū) R_0.25 ，MWD，GMD與Cov呈極顯著負相關 （Plt;

0.01），而對照區(qū) R_0.25?GMD 與BD呈極顯著正相關1 ?Plt;0.01） ，MWD和BD呈顯著正相關 （Plt;0.05） 。無論封育與否，LMA和SMA與團聚體穩(wěn)定性均呈極顯著正相關 （Plt;0.01） ，而MIAS和SCA與團聚體穩(wěn)定性均呈極顯著負相關 （Plt;0.01） 。

從整體來看，RDA結果顯示軸1和軸2分別解釋總變異的 98.12% ， 1.49% （圖5a），且SCA、MIAS、LMA、SMA、BD和Cov對團聚體穩(wěn)定性的貢獻率較高 （Plt;0.01） ，分別為 78.2% ， 73.6% ，

63. 9% ，42. 5% ，23. 7% ， 16.8% 。封育后（圖5b），R_0.25 ，MWD，GMD與SMA，LMA，BD，LB均呈正相關，而與SCA，Cov，MIAS等其他指標均呈負相關，其中，LMA，SMA，MIAS，SCA和Cov貢獻率較高；對照區(qū)（圖5c）， R_0.25 MWD，GMD與BD，EC，pH，LB，LMA，SNA呈正相關，其中，MIAS和SCA貢獻率較高，達到了 86.6% 和 83.5% ?？傮w看，Cov是影響團聚體穩(wěn)定性的主要因子，且無論封育與否，土壤團聚體穩(wěn)定性與團聚體組成相關性極強。

3討論

3.1封育對土壤團聚體組成及穩(wěn)定性的影響

土壤團聚體的組成與穩(wěn)定性是土壤結構的核心特征[35]。團聚體粒徑大小和分布能夠揭示草地生態(tài)系統(tǒng)恢復過程中土壤結構的穩(wěn)定性和養(yǎng)分蓄積狀態(tài)[36]。本研究表明 gt;0.25mm 水穩(wěn)性團聚體被視為土壤結構的理想形態(tài)，其含量是衡量土壤結構穩(wěn)定性和質量的關鍵指標[37]。本研究顯示，封育后土壤水穩(wěn)性團聚體以 gt;0.25mm 粒徑為主導，其含量達57.5% ，這與張昊等[19.25]研究結果相吻合。進一步分析發(fā)現(xiàn)，封育后多數蒿類荒漠草地樣地土壤團聚體含量均變化不顯著，但瑪納斯樣地 0～10cm 土層、奇臺樣地 0～30cm 土層團聚體含量均出現(xiàn)顯著增加（圖2），這可能與封育后植被地上生物量、凋落物量和地下生物量的增加有關，尤其是地下生物量。一方面是地下枯死的根系與凋落物經分解后可為土壤提供了豐富的有機質，促進了團粒膠結物質的形成，從而增強了表層土壤中大團聚體的含量[38]。另一方面是植物通過根系分泌物影響土壤物理性質及微生物群落，進而促進土壤團聚化[39]，其高分子黏質對土壤顆粒有強黏著力，有利于團聚體的形成[40]。此外，樣地的封育時間長短及其所處氣候條件也可能是影響土壤團聚體組成的重要因素之一。

土壤團聚體穩(wěn)定性是衡量土壤結構在外界擾動及環(huán)境變化中保持原態(tài)能力的關鍵指標[41]， R_0.25 MWD和GMD是常用于評價土壤團聚體穩(wěn)定性的指標，其值越大，團聚體越穩(wěn)定[42]。一般認為，封育作為半干旱區(qū)草地退化恢復的有效策略，旨在促進自然演替[43]。然而，本研究發(fā)現(xiàn)，封育后蒿類荒漠草地土壤團聚體穩(wěn)定性與對照相比不顯著，這與王海茹等43的研究相一致。這可能是與封育后野生動物及家畜的排泄物輸入減少、土壤溫度及濕度下降、植物群落簡化等未顯著影響土壤團聚體組成相關[20]。同時本研究還發(fā)現(xiàn)，瑪納斯樣地 0～50cm 各王層及奇臺樣地 20～30 cm土層中， R_0.25 ，MWD和GMD相較于對照均有所提升，這可能與封育后該樣地植被生物量、植被蓋度顯著增加（表2）有關。有研究表明，封育有利于植被恢復，植被蓋度及生物量的增加一定程度上減少了土壤的侵蝕，進而提高了土壤團聚體的穩(wěn)定性[19]。但封育后奇臺樣地 0～5cm 王層土壤團聚體穩(wěn)定性顯著降低，可能與該樣地多風導致土壤表層遭受侵蝕有關44]，，其具體原因還有待進一步研究。

3.2土壤團聚體穩(wěn)定性與植被和土壤理化性質的關系

水穩(wěn)性團聚體是衡量土壤團聚體穩(wěn)定性的核心指標之一[45]，其穩(wěn)定性受多種因素影響，包括降水、植被蓋度、地形地貌特征以及土壤本身的物理化學性質等[46]。有研究表明，植被蓋度的增加能夠有效減輕雨水對土壤的直接侵蝕效應，并通過提升土壤有機質的含量，進一步促進土壤團聚體的穩(wěn)定性[47]。但在本研究中，蒿類荒漠草地土壤團聚體穩(wěn)定性與植被覆蓋度呈負相關，即植被蓋度越高，其土壤團聚體穩(wěn)定性越低，且封育較對照相關性增強。這一現(xiàn)象產生的原因可能是封育后植被覆蓋度和地上生物量增加，促進凋落物生物量積累，然而，由于短期內凋落物難以有效分解并融入土壤[43]，土壤中有機質的輸入相應減少，導致土壤顆粒間的膠結作用減弱，不利于團聚體穩(wěn)定性[48]。同時，本研究也發(fā)現(xiàn)，土壤團聚體穩(wěn)定性與大團聚體和較大含量呈正相關，與微團聚體及粉粘粒團聚體質量分數呈負相關，這與甘安琪等[18]和Zhang等[49]研究結果一致。Reinhart等[50研究表明，盡管土壤容重的增加常被視作土壤健康惡化的指標，但適度的土壤壓實缺可能促進土壤通氣性和透水性的提升，進而增強土壤團聚體穩(wěn)定性。本研究結果表明，無論封育與否，王壤團聚體穩(wěn)定性與土壤容重呈正相關，這可能與放牧量較小有關，具體原因還需進一步研究。

4結論

封育顯著增加了蒿類荒漠草地植被蓋度，且無論封育與否，土壤團聚體均已 gt;0.25mm 團聚體為主。封育后蒿類荒漠草地土壤團聚體含量和穩(wěn)定性變化不顯著，且隨土層深度增加及樣地從西段到東段，大團聚體含量出現(xiàn)降低趨勢，并逐漸向微團聚體及粉粘粒團聚體轉變。粉土十粘土、微團聚體是影響蒿類荒漠土壤團聚體穩(wěn)定性的主導因素，且封育后植被覆蓋度的調控作用增強，而土壤容重調控作用減弱

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（責任編輯彭露茜）