關(guān)炳昌,劉家豪,朱宇恩,李華

(山西大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院,山西 太原 030006)

0 引言

人工植被恢復(fù)可加速礦區(qū)廢棄地生態(tài)演替進(jìn)程,并能促進(jìn)提升生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量與穩(wěn)定性。礦區(qū)廢棄地在植被恢復(fù)過程中,改變?cè)孛?促進(jìn)土壤團(tuán)聚體形成,并將不同物質(zhì)重新組合。人工植被直接關(guān)系到土壤中養(yǎng)分釋放與供應(yīng)及溫室氣體形成等[1],導(dǎo)致土壤碳庫(kù)發(fā)生變化[2]。大面積植被恢復(fù)過程中土壤有機(jī)碳庫(kù)對(duì)于區(qū)域碳平衡有重要影響,植被恢復(fù)下土壤表現(xiàn)為碳匯[3]。通過適當(dāng)?shù)闹脖换謴?fù)模式,可有效改善土壤碳庫(kù)[4],隨恢復(fù)年限增加,土壤碳含量隨之增加[5]。選擇適宜植物進(jìn)行植被恢復(fù),是礦區(qū)廢棄地恢復(fù)關(guān)鍵之處。土壤碳礦化是碳循環(huán)中重要環(huán)節(jié),土壤微生物利用土壤活性有機(jī)碳組分來完成自身代謝,同時(shí)釋放出CO2,關(guān)系到土壤中養(yǎng)分的釋放與供應(yīng)與土壤質(zhì)量的保持[6]。土壤有機(jī)碳也是土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)和土地可持續(xù)利用管理中必須考慮的指標(biāo)[7]。將礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)與土壤碳固定相結(jié)合,可為礦區(qū)廢棄地復(fù)墾提供相關(guān)指導(dǎo)。因此,研究礦區(qū)廢棄地人工植被恢復(fù)區(qū)中土壤碳含量變化對(duì)于評(píng)價(jià)礦區(qū)土壤質(zhì)量變化和土壤生態(tài)功能有重要意義。

關(guān)于礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)過程土壤碳固定與釋放變化的研究已有許多報(bào)道,高藝寧等研究發(fā)現(xiàn),灌木可以有效提高植被恢復(fù)區(qū)土壤有機(jī)碳含量[8];張帥等研究發(fā)現(xiàn),喬木林可以有效增加土壤深處的碳儲(chǔ)量[9];黃土丘陵區(qū)刺槐造林能積累與儲(chǔ)存較多的土壤有機(jī)碳[10];李君劍等研究表明隨著植被恢復(fù)年限的延長(zhǎng),土壤礦化碳呈增加趨勢(shì)[6],植被恢復(fù)方式和施肥方式顯著影響土壤呼吸速率[11]。但目前對(duì)于工礦廢棄地不同植被恢復(fù)模式對(duì)土壤碳固定及釋放影響的研究較少。因此,本研究在對(duì)山西古交屯蘭礦進(jìn)行植被設(shè)計(jì)過程中,以促進(jìn)礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)下土壤碳固定為方向,選擇31種不同植被配置模式進(jìn)行種植,連續(xù)3 a進(jìn)行生態(tài)調(diào)查、土壤樣品分析,在測(cè)量礦區(qū)廢棄地3 a植被變化以及土壤有機(jī)碳與礦化碳變化基礎(chǔ)上,采用相關(guān)性分析法系統(tǒng)分析土壤有機(jī)碳、礦化碳和多樣性指數(shù)關(guān)系,旨在揭示不同植被恢復(fù)模式對(duì)土壤碳變化影響,其結(jié)果將為該地區(qū)矸石山排土場(chǎng)土壤質(zhì)量提高和土壤碳的固定、煤矸石廢棄地植被恢復(fù)生態(tài)恢復(fù)模式篩選、恢復(fù)效果評(píng)價(jià)以及其他重構(gòu)土壤的植被恢復(fù)研究提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)自然地理概況

樣地位于山西省太原市古交市屯蘭礦區(qū)(112°05′20.25″E,37°53′21.62″N),地處山西高原中部,屬溫帶大陸性季風(fēng)氣候,年平均氣溫12～17℃,年最高氣溫39.4℃,年最低氣溫-25℃,每年11月份開始結(jié)冰,次年四月解凍。年均降雨量為367.7～487.3 mm,雨季多集中于七八月間,年蒸發(fā)量2 080 mm。海拔為1 050～1 268 m。土壤類型為褐土。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設(shè)置與調(diào)查

屯蘭煤礦是現(xiàn)代化特大型礦井,設(shè)計(jì)年生產(chǎn)能力500萬(wàn)t。每年井下開采產(chǎn)生大量煤矸石進(jìn)行場(chǎng)外堆積。樣地排矸工藝為:對(duì)排矸場(chǎng)地底部進(jìn)行防滲處理,煤矸石自下而上逐層堆置,每70 cm為一層,機(jī)械壓平后,覆蓋約50 cm厚黃土層,并壓實(shí)。當(dāng)矸石推至一定高度后,堆積形成矸石山平面,對(duì)土地進(jìn)行平整處理,進(jìn)行客土覆蓋,覆蓋厚度平均為100 cm,樣地所處地勢(shì)平緩,每個(gè)樣方水量分布均勻。樣地按照CTFS的標(biāo)準(zhǔn)設(shè)置(http:∥www.ctfs.si.edu/),將矸石山植被恢復(fù)區(qū)0.62 hm2樣地劃分為62個(gè)10 m×10 m樣方,每個(gè)10 m×10 m樣方再劃分為4個(gè)5 m×5 m的小樣方。以樣地的西南角為坐標(biāo)原點(diǎn),順序排列10 m×10 m樣方的行、列號(hào)作為水泥角樁的編號(hào),采用GPS測(cè)量其經(jīng)緯度。

對(duì)矸石山的人工植被恢復(fù)始于2014年,考慮到物種固碳作用以及經(jīng)濟(jì)效益[12-14],樣地植被恢復(fù)的物種有圓柏(Sabinachinensis)、文冠果(Xanthocerassorbifolium)、竹柳(Salixsp.)、紫穗槐(Amorphafruticosa)、歐李(Cerasushumilis)等。采用完全組合模式,5個(gè)種總共31個(gè)不同組合,每個(gè)組合在樣地內(nèi)重復(fù)2次,共栽植62個(gè)樣方喬木、灌木栽植行間距為1 m,株距為1 m。草本層人工撒種種植有紫花苜蓿(Medicagosativa)、沙打旺(Astragalusadsurgens)、黃花蒿(Artemisiaannua)、茵陳蒿(Artemisiacapillaris)等,草本植物混播于各樣地中,確?；謴?fù)初期每個(gè)樣方具有同種草本。對(duì)照組為同年封場(chǎng),未經(jīng)人工植被恢復(fù)的矸石山區(qū)域。樣地中人工植被類型分為兩類,第一類為喬木+草本、灌木+草本、喬木+灌木+草本三種植被;第二類是分為具體的31種樹種搭配恢復(fù)模式。樣地的詳細(xì)植被恢復(fù)配置見表1。

表1 樣地植被恢復(fù)配置

表2 植被恢復(fù)前樣地土壤基本理化性質(zhì)

土壤樣品采集:于2014年4月對(duì)樣地進(jìn)行土壤樣品采樣,測(cè)定土壤基本理化性質(zhì),測(cè)定3次取平均值，結(jié)果見表2。2015年10月、2016年10月、2017年10月進(jìn)行物種及多樣性調(diào)查,采集土樣，樣地氣象條件見表3。多樣性調(diào)查包括:喬木層的種類、數(shù)量、胸徑、基徑、蓋度,灌木層的種類、蓋度、數(shù)量,草本層物種的種類、蓋度等指標(biāo)。土壤依據(jù)樣方對(duì)角線混合法采樣,每個(gè)樣方隨機(jī)選取3個(gè)采樣點(diǎn)進(jìn)行采樣,每個(gè)樣方采取約1 kg土樣,采樣時(shí)去除地表凋落物層,使用內(nèi)徑2.5 cm土鉆釆集0～20 cm和20～40 cm土樣并保存于自封袋中。去除石塊、可見根系與其他雜物,充分混合后,部分土樣在4℃下保存鮮樣測(cè)土壤礦化碳等指標(biāo),其他土樣風(fēng)干過篩并充分混合后保存,用于測(cè)定土壤理化性質(zhì)。

1.2.2 土壤樣品分析方法

采用烘干法測(cè)定土壤含水量,并根據(jù)土壤含水量和環(huán)刀體積計(jì)算土壤容重。pH采用電位法，全氮采用凱氏定氮法[15]，有效磷采用NaHCO3-鉬銻抗比色法[16]，速效鉀采用NH4OAc浸提火焰光度法[15]，有機(jī)碳含量采用重鉻酸鉀氧化外加熱法[15]，礦化碳采用密閉氣室法[17]。

表3 樣地氣象條件

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

采用SPSS19.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。采用獨(dú)Duncan檢驗(yàn)法檢驗(yàn)數(shù)據(jù)之間的顯著性水平(P<0.05)。各指標(biāo)間關(guān)系采用Pearson相關(guān)進(jìn)行相關(guān)性分析。采用origin9.0軟件進(jìn)行作圖。

喬木種重要值=(相對(duì)密度+

相對(duì)優(yōu)勢(shì)度+相對(duì)頻度)/300

(1)

灌木種重要值=

(相對(duì)蓋度+相對(duì)頻率)/200

(2)

物種豐富度:S=樣地中物種物

(3)

Simpson:D=∑Ni(Ni-1)/N/(N-1)

(4)

Shannon-Wiener:H′=-∑Pi-LnPi

(5)

Pielou:Jsw=(-∑PilogPi)/logS

(6)

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植被下土壤有機(jī)碳與礦化碳動(dòng)態(tài)

以人工植被恢復(fù)區(qū)為研究對(duì)象,與空白對(duì)照組進(jìn)行對(duì)比,并對(duì)各指標(biāo)進(jìn)行差異性檢驗(yàn)。從圖1可以看出,植被恢復(fù)對(duì)礦區(qū)廢棄地土壤有機(jī)碳含量影響顯著。植被恢復(fù)方式對(duì)土壤有機(jī)碳含量在不同土壤層中影響一致,除植被恢復(fù)第一年,采取人工植被恢復(fù)的三種樣地土壤有機(jī)碳含量顯著高于對(duì)照樣地(P<0.05)。不同植被恢復(fù)模式下土壤有機(jī)碳隨著土層深度的增加逐漸降低。0～20 cm土層,土壤有機(jī)碳含量受植被影響顯著,土壤有機(jī)碳隨時(shí)間變化表現(xiàn)一定的差異,其中植被恢復(fù)第二年土壤有機(jī)碳含量顯著高于其余兩年(P<0.05)。土壤有機(jī)碳最大值和最小值分別出現(xiàn)在灌木+草本和喬木+草本組合。20～40 cm土層,植被恢復(fù)第二年有機(jī)碳含量顯著高于其余兩年(P<0.05),植被恢復(fù)第一年土壤有機(jī)碳最大值為灌木+草本,第二年與第三年最大值出現(xiàn)在喬木+灌木+草本組合。

圖1 不同植被恢復(fù)模式下土壤有機(jī)碳Fig.1 Soil organic carbon under different vegetation restoration types

不同植被恢復(fù)模式對(duì)土壤礦化碳影響結(jié)果見圖2。植被恢復(fù)對(duì)礦區(qū)土壤礦化碳含量的影響顯著。采取人工植被恢復(fù)樣地土壤礦化碳含量顯著高于空白樣地(P<0.05)。植被恢復(fù)方式對(duì)土壤礦化碳含量影響在不同土壤層影響一致。不同植被恢復(fù)模式下土壤礦化碳隨土層深度增加呈逐漸遞減趨勢(shì)。0～20 cm土層,植被恢復(fù)模式對(duì)土壤礦化碳含量影響顯著(P<0.05),土壤礦化碳隨時(shí)間推移表現(xiàn)一定差異,其中第二年土壤礦化碳含量顯著高于其余兩年;土壤礦化碳的最大值出現(xiàn)在喬木+灌木+草本和喬木+草本組合,最小值出現(xiàn)在喬木+草本中。20～40 cm土壤層中,第二年礦化碳含量顯著高于其余兩年(P<0.05);土壤礦化碳的最大值出現(xiàn)在喬木+灌木+草本組合,最小值出現(xiàn)在喬木+草本和灌木+草本中,與其他樣地差異顯著。

圖2 不同植被恢復(fù)模式下土壤礦化碳Fig.2 Soil mineralized carbon under different vegetation restoration types

2.2 不同植被恢復(fù)模式下土壤有機(jī)碳與礦化碳動(dòng)態(tài)

不同植被恢復(fù)模式下土壤有機(jī)碳變化結(jié)果見圖3A。隨時(shí)間推移,土壤有機(jī)碳最大值出現(xiàn)在第二年。在喬木+草本植被恢復(fù)模式下,第二年與第三年土壤有機(jī)碳含量相對(duì)植被恢復(fù)初期分別提高了107.3%和56.9%。2015-2017三年中有機(jī)碳含量最高的樣方分別為C1圓柏+文冠果+竹柳:3.62 g/kg;B2圓柏+竹柳:10.42 g/kg;B2圓柏+竹柳:7.56 g/kg。灌木+草本植被恢復(fù)模式下,第二年與第三年土壤有機(jī)碳含量相對(duì)于初期分別提高了109.7%和56.4%。在2015-2017年植被恢復(fù)過程中有機(jī)碳含量最高的樣方為A5歐李:3.89 g/kg，A4紫穗槐:8.21 g/kg，A5歐李:6.58 g/kg。喬木+灌木+草本植被恢復(fù)模式下,3a中有機(jī)碳含量差異顯著(P<0.05),土壤有機(jī)碳含量相對(duì)初期分別提高了94.1%和55.2%。2015-2017年有機(jī)碳含量最高的樣方分別為D3圓柏+文冠果紫穗槐+歐李:4.45 g/kg，C2圓柏+文冠果歐李:10.58 g/kg，C2圓柏+文冠果歐李:7.59 g/kg。不同植被恢復(fù)模式對(duì)土壤有機(jī)碳含量增加具有影響,但植被恢復(fù)類型不同提高效果不同,其中圓柏、歐李對(duì)土壤有機(jī)碳含量提高影響顯著。礦區(qū)廢棄地適宜多種植圓柏、歐李類植物,有助于礦區(qū)廢棄地土壤有機(jī)碳積累。

注:由于樣地喬木+灌木+草本樣地?cái)?shù)量較多,采用折線圖表示圖3 不同特征植被恢復(fù)模式下土壤有機(jī)碳(A)與礦化碳(B)含量Fig.3 Contents of soil organic (A) and mineralized (B) carbon in different vegetation restorations

不同植被恢復(fù)模式下土壤礦化碳動(dòng)態(tài)結(jié)果見圖3。隨時(shí)間推移,土壤礦化碳最大值均出現(xiàn)在第二年。在喬木+草本植被恢復(fù)模式下,第二年與第三年土壤礦化碳含量相對(duì)植被恢復(fù)初期分別提高了59.5%和28.1%。2015-2017年礦化碳含量最高的樣方分別為A1圓柏:25.58 mg/kg，B5文冠果+竹柳:44.57 mg/kg，C1圓柏+文冠果+竹柳:65.89 mg/kg。灌木+草本植被恢復(fù)模式下,第二年與第三年土壤礦化碳含量相對(duì)于初期分別提高了31.2%和18.1%,2015-2017年植被恢復(fù)過程中礦化碳含量最高的樣方均為A5歐李:32.15 mg/kg、37.38 mg/kg、35.8 mg/kg。喬木+灌木+草本植被恢復(fù)模式下,3年中礦化碳含量差異顯著(P<0.05),第二年與第三年土壤礦化碳含量相對(duì)初期分別提高了23.0%和16.3%,3年中礦化碳含量最高的樣方分別為B4圓柏歐李:34.94 mg/kg，C3圓柏+文冠果歐李:50.33 mg/kg，C5圓柏+竹柳歐李:39.35 mg/kg。相對(duì)土壤有機(jī)碳,土壤礦化碳含量增加幅度不明顯。不同植被恢復(fù)模式對(duì)土壤礦化碳含量增加有一定效果,但植被恢復(fù)類型不同提高效果不同,圓柏、歐李可促進(jìn)土壤呼吸,加快凋落物的分解以及有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化。

2.3 不同植被恢復(fù)模式下物種多樣性動(dòng)態(tài)

不同植被恢復(fù)模式對(duì)物種多樣性具有影響。植被恢復(fù)的樣方物種數(shù)均顯著大于未經(jīng)植被恢復(fù)的樣方。物種豐富度在植被恢復(fù)第二年最大,達(dá)到未經(jīng)植被恢復(fù)樣地1.6倍。經(jīng)過植被恢復(fù),草本物種種類增加,增加物種以豆科、菊科、禾本科植物為主。植被入侵主要為草本植被入侵,草本種類顯著高于未進(jìn)行植被恢復(fù)樣地的草本種類。

植被恢復(fù)方式對(duì)礦區(qū)廢棄地物種均勻度具有影響,但差異不顯著(P>0.05)。對(duì)照樣地Pielou均勻度指數(shù)逐年增加,但植被恢復(fù)前兩年顯著低于采取植被恢復(fù)的樣地。采取植被恢復(fù)措施的樣地,雖然物種數(shù)量相對(duì)較少,但由于其分布較均勻,均勻度指數(shù)較高。草本植物的種類及數(shù)量呈不斷增加的趨勢(shì)。隨著植被恢復(fù)年限增加,植被覆蓋增多,Pielou均勻度指數(shù)上升,第二年達(dá)到最大值,第三年種間競(jìng)爭(zhēng)增強(qiáng),均勻度指數(shù)下降，灌木+草本樣方Pielou均勻度顯著高于其余植被恢復(fù)樣方。

采取植被恢復(fù)措施樣方的Shannon-Wiener指數(shù)均顯著大于空白對(duì)照組,采取植被恢復(fù)措施樣方的Shannon-Wiener指數(shù)在均在2016年達(dá)到最大值。隨時(shí)間推移,空白對(duì)照組Shannon-Wiener指數(shù)呈增加趨勢(shì)。

表4 三年內(nèi)五種喬、灌木的存活動(dòng)態(tài)(%)

在植被稀疏、生態(tài)環(huán)境惡劣的煤矸石廢棄地,經(jīng)過近3年不同植被恢復(fù)模式的種植實(shí)驗(yàn),存活率較高的為圓柏。并經(jīng)過3 a生長(zhǎng),喬木高度和蓋度均有顯著增長(zhǎng)。植被恢復(fù)初期樣地試驗(yàn)區(qū)喬木、灌木的存活率較高,其中圓柏、紫穗槐存活率達(dá)到85%以上,歐李、文冠果的存活率為35%以上,竹柳的存活率較低僅為12%;2016年樣地試驗(yàn)區(qū)文冠果、歐李、竹柳的存活率下降,下降幅度達(dá)到73%以上;2017年歐李、文冠果存活率進(jìn)一步下降,紫穗槐數(shù)量大幅下降。

圖4 物種多樣性指數(shù)Fig.4 Species diversity index

表5 土壤有機(jī)碳、礦化碳和多樣性指數(shù)間Pearson相關(guān)性分析

土壤礦化碳、有機(jī)碳和生態(tài)指標(biāo)間Pearson相關(guān)分析(表5)表明,土壤礦化碳和土壤有機(jī)碳顯著正相關(guān)(P<0.01),不同土壤層土壤有機(jī)碳含量之間相關(guān)性比礦化碳之間相關(guān)性大。在不同多樣性指數(shù)中,Pielou均勻度指數(shù)對(duì)0～20 cm、20～40 cm土壤層土壤礦化碳相關(guān)性要高,土壤有機(jī)碳含量與生物多樣性指數(shù)間無(wú)顯著相關(guān)(P>0.05)。

3 討論

3.1 不同植被恢復(fù)模式與土壤有機(jī)碳和礦化碳相關(guān)性分析

植被恢復(fù)第一年,未采取人工植被恢復(fù)的土壤有機(jī)碳含量較高；植被恢復(fù)初期采用大型機(jī)械壓實(shí)土壤,土壤團(tuán)聚體發(fā)生變化導(dǎo)致土壤有機(jī)碳降低。隨時(shí)間推移,人工植被恢復(fù)措施可顯著增加土壤有機(jī)碳含量,且土壤有機(jī)碳隨著土層深度的增加逐漸降低。這主要由于人工植被恢復(fù)措施使土壤表層接收大量枯枝落葉,植物根系主要為表層土壤提供根系分泌物,有機(jī)質(zhì)來源豐富[18],為土壤微生物提供碳源,加快土壤微生物分泌活動(dòng),加速土壤腐殖質(zhì)分解轉(zhuǎn)化為土壤有機(jī)碳。另一方面,植被恢復(fù)措施使土壤表層水土流失顯著降低,土壤抗侵蝕能力得到加強(qiáng),土壤有機(jī)碳不易流失[19-20]。隨著土壤深度的增加,有機(jī)質(zhì)來源減少,微生物活動(dòng)減弱[21],下層土壤有機(jī)碳含量相對(duì)于表層較低。植被恢復(fù)第三年的土壤有機(jī)碳顯著低于第二年,原因可能:(1)植被恢復(fù)第三年樣地植被受到氣候變化影響,夏季降水集中,植被存活率降低,土壤有機(jī)碳來源減少;(2)暴雨沖刷造成土壤表層團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)被破壞,土壤有機(jī)碳隨之減少;(3)根據(jù)氣象數(shù)據(jù),植被恢復(fù)第三年平均溫度較上年升高0.6℃,根系微生物活性升高[11],分解作用增強(qiáng),土壤有機(jī)碳積累速率低于分解速率,不利于土壤有機(jī)碳積累。土壤有機(jī)碳受植被影響顯著,其中圓柏、歐李對(duì)土壤有機(jī)碳固定效果最好，原因是歐李、文冠果灌叢可顯著提高土壤團(tuán)聚體中有機(jī)碳含量[22];圓柏存活數(shù)量多,凋落物豐富,進(jìn)入土壤的有機(jī)質(zhì)來源較廣,根系微生物活性高,分泌物較多,土壤有機(jī)碳較其余樣方顯著提高。

不同植被恢復(fù)類型對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響也不同。土壤有機(jī)碳礦化過程受到諸多因素的影響，土壤有機(jī)碳本身化學(xué)性質(zhì)和存在狀態(tài)、水分、溫度、質(zhì)地等影響微生物活性的環(huán)境因素[23]。在第一年0～20 cm土層中,相對(duì)于喬木,灌木對(duì)于碳的積累更好,這與已有的研究結(jié)果類似[24],在這一土層,灌木根系較發(fā)達(dá),在灌木根系土壤中微生物的數(shù)量比喬木根系多,微生物活性強(qiáng)[25]。在20～40 cm的土層中,喬木+草本植被恢復(fù)模式下的礦化碳量高于灌木+草本,可能的原因是喬木根系相對(duì)于灌木更深,根系輸入土壤的有機(jī)物更多,促進(jìn)了微生物活性[26]。2016年灌木存活率大量下降,灌木樣地根系附近微生物失去依存,微生物數(shù)量和活性下降,灌木樣地礦化碳量下降。2017年較前一年有所下降,由于當(dāng)年氣溫降低,氣溫變化幅度對(duì)土壤有機(jī)碳礦化影響顯著[27-28],土壤礦化碳量下降。并且土壤有機(jī)碳影響微生物的代謝活動(dòng)[29-31],使得土壤礦化碳量下降。不同植被恢復(fù)類型主要是通過對(duì)土壤有機(jī)碳含量和組分的影響,進(jìn)而影響土壤碳礦化分解速率。

不同植被恢復(fù)模式下土壤礦化碳也不盡相同,圓柏可使土壤礦化碳顯著增加。圓柏的存活率較高,地表枯落物厚度大,組成成分較復(fù)雜[32];另一方面是植被覆蓋不同致使進(jìn)入土壤的凋落物存在差異。圓柏根際叢枝菌根真菌侵染率較其他礦區(qū)植物高[33],加速了土壤中氮素的固定[34],有利于土壤有機(jī)碳的礦化[35],凋落物進(jìn)入土壤后,會(huì)促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化,其礦化過程特征與植物殘?bào)w分解過程特征相似。另外，圓柏的側(cè)根根系發(fā)達(dá),導(dǎo)致土壤有機(jī)碳礦化有所差異[36]。

3.2 植被多樣性指數(shù)與土壤有機(jī)碳和礦化碳相關(guān)性分析

研究表明喬木+草本植被恢復(fù)模式下土壤水分對(duì)土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)影響更加明顯。從表4可以看出,2016年與2015年相比,喬灌木生存情況較差,原因是2016年降水量較少,氣溫較高,不利于喬灌木生長(zhǎng),但草本植物數(shù)量的增加，導(dǎo)致土壤有機(jī)碳的上升[27]；2017年降水較多,降雨較集中,水土流失較嚴(yán)重,氣溫低,植被的生存率大幅下降,不利于土壤有機(jī)碳的積累。本實(shí)驗(yàn)是在野外自然條件下進(jìn)行的,自然群落受到的溫度、降水、日照等因素不確定,人為干預(yù)較少,受控實(shí)驗(yàn)的人為性和野外觀測(cè)的自然性是造成研究差異的主要原因[37]。

隨著時(shí)間推移,物種豐富度、Pielou均勻度指數(shù)、Shannon-Wiener指數(shù)與土壤有機(jī)碳、礦化碳變化趨勢(shì)保持一致,說明物種多樣性的增加及優(yōu)勢(shì)物種有利于土壤碳的固定。植被恢復(fù)能夠促進(jìn)更多植物凋落物的進(jìn)入,隨時(shí)間推移從而增加碳的輸入,導(dǎo)致更多的土壤碳積累[38]。在植被恢復(fù)過程中,土壤有機(jī)碳影響植物的生長(zhǎng),土壤有機(jī)碳、礦化碳又受植被影響[39],也導(dǎo)致了土壤酶活性差異[40-41]。植物根系的生長(zhǎng)延伸,可以使土壤得到疏松,土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性增加,為土壤動(dòng)物、微生物提供良好的生存條件,提高了土壤中碳含量[33]。

土壤礦化碳與均勻度指數(shù)相關(guān)程度較高,主要原因可能是土壤結(jié)構(gòu)受到不同類型植物的根系的影響,植物根系可以改變土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu),提高土壤有機(jī)碳與礦化碳含量[3]。Pielou均勻度指數(shù)高的樣方植物分布較均勻,植物根系生長(zhǎng)情況好。發(fā)達(dá)的根系周邊微生物活性高,使得土壤礦化碳量高。

4 結(jié)論

本研究表明，人工植被恢復(fù)能顯著提高礦區(qū)廢棄地的土壤有機(jī)碳含量,植被恢復(fù)模式、溫度和降水對(duì)土壤的碳固定有顯著影響。人工植被恢復(fù)能夠?qū)ν寥赖奶脊潭ㄆ鸬椒e極作用。0～20 cm土層有機(jī)碳顯著高于20～40 cm土層有機(jī)碳含量。喬木+灌木+草本搭配模式有利于土壤有機(jī)碳的固定,圓柏在礦區(qū)復(fù)墾存活率較高,恢復(fù)初期應(yīng)以圓柏為主的喬木+灌木+草本搭配模式。植被恢復(fù)模式下土壤深度越深,則有機(jī)碳含量較低；植被通過增加土壤表層植物凋落物和促進(jìn)微生物活性增加土壤有機(jī)碳的固定。