伏文兵, 嚴友進, 王 凱, 胡 剛, 林梽桓, 黃朝海

(1.貴州華力創(chuàng)通工程咨詢有限公司, 貴陽 550001; 2.貴州大學 林學院/貴州省森林資源與環(huán)境研究中心/土壤侵蝕與生態(tài)修復研究中心, 貴陽 550025; 3.貴州華保環(huán)境技術(shù)咨詢有限公司, 貴陽 550001)

石漠化是喀斯特地區(qū)土壤質(zhì)量下降、退化的終極形式，其已成為威脅該地區(qū)人類生活、社會經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)環(huán)境安全的最為嚴重生態(tài)環(huán)境問題之一[1-2]。遏制土壤退化、提高土壤質(zhì)量已是關(guān)乎該地區(qū)生態(tài)安全的首要工作[3]。我國于2011年起在200個試點縣開展了石漠化綜合治理[4]。經(jīng)過近10 a的石漠化綜合治理，雖然石漠化發(fā)展已得到了有效遏制、生態(tài)恢復也初見成效[5]。但是依然存在石漠化區(qū)土壤質(zhì)量低下、植被恢復效果不佳等問題[3,6-7]。如何高效且可持續(xù)的治理石漠化成為該地區(qū)可持續(xù)發(fā)展面臨的主要難題[3,5]。隨著西南喀斯特地區(qū)石漠化綜合治理二期工程的全面實施，無論是決策上還是實踐中都越來越迫切需要進一步了解石漠化治理措施對土壤質(zhì)量演變的影響作用，為該地區(qū)進一步開展石漠化治理提供重要的科學理論支撐。

近年來，關(guān)于石漠化區(qū)土壤特性的研究已有大量的報道,如石漠化演替、植被類型和演替過程、土地利用、治理措施等對土壤理化性質(zhì)的影響[8-12]。研究顯示石漠化綜合治理能夠降低土壤容重、提高土壤含水率和孔隙特性[10]、促進土壤養(yǎng)分積累[8-9,12]、提高土壤質(zhì)量[11-12]。也有部分學者集中研究了石漠化區(qū)土壤生態(tài)化學計量特征[12-13]。盡管已有的研究已經(jīng)較好地揭示了石漠化治理對土壤性質(zhì)的影響特征。但是多是以空間代替時間的方法，通過單次采樣對比分析治理措施對土壤性質(zhì)的影響。這導致了研究結(jié)果可能與實際情況會有所偏差。本研究在貴州省遵義市仁江河石漠化綜合治理區(qū)，從治理初期(2011年)開始，通過長期定點監(jiān)測，對比分析3種常用的石漠化治理措施(封山育林、人工造林和坡改梯)對土壤質(zhì)量演變的影響特征?；诜治鲋卫泶胧ν寥览砘再|(zhì)和生態(tài)化學計量比特征，綜合評價不同治理措施下土壤質(zhì)量演變特征。研究結(jié)果能夠為西南喀斯特地區(qū)石漠化綜合治理二期工程的實施提供參考依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于貴州省遵義市匯川區(qū)北部的仁江河小流域，是烏江重要的水源補給區(qū)。仁江河小流域?qū)僦衼啛釒嘏瘽駶櫦撅L氣候區(qū)，年降雨量1 032 mm，年平均溫度14℃，無霜期為245 d。該流域主要是出露于背斜核部的婁山關(guān)群(∈2—3ls)白云巖，土壤類型以石灰土為主。小流域國土面積4 158.21 hm2，其中喀斯特面積3 405.85 hm2，占流域土地總面積的81.81%。石漠化面積為1 368.10 hm2，輕度石漠化占77.67%，中度石漠化占21.9%，強度石漠化占0.43%，無極強度石漠化分布。主要植物有光皮樺(BetulaluminiferaH.Winkl)、楓香(LiquidambarformosanaHance)、麻櫟(QuercusacutissimaCarruth.)、刺槐(RobiniapseudoacaciaL.)、小果薔薇(RosacymosaTratt.)、莢蒾(ViburnumdilatatumThunb.)、火棘[Pyracanthafortuneana(maxim.)Li]、莎草(CyperusrotundusL.)，白茅[Imperatacylindrica(L.)Beauv.]等，作物以玉米(ZeamaysL.)為主。2011年當?shù)卣谠摿饔驅(qū)嵤┝耸C合治理工程，主要措施包含封山育林(CF)、人工造林(AF)和坡改梯(TS)。

2 材料與方法

2.1 樣品采集與處理

2.1.1 樣方設置及采樣方法 本研究于2011年7月在研究區(qū)內(nèi)選取了坡改梯、人工造林和封山育林3種治理措施，并以撂荒地(AL)為對照開展試驗(表1)。每種措施布置了3個定點監(jiān)測樣地(20 m×20 m)，共12個樣地。每個樣地間的海拔、坡位、坡向等環(huán)境因素相近，以降低環(huán)境因素對研究結(jié)果的干擾。

表1 樣地基本信息

研究分別于2011年7月、2015年7月和2018年7月采集土壤樣品。在每個固定樣地內(nèi)采用“S”形布點法布置5個土壤采樣點。采樣前先去除土壤表面的枯枝落葉，然后用環(huán)刀采集原狀土樣用于測定土壤容重，每10 cm為一層，采集深度為20 cm。在每個采樣點同時采集3個重復土樣用于化學性質(zhì)分析。每種措施每年采集45個土壤樣品，本研究總共采集了540個土壤樣品。土樣在室內(nèi)剔除植物根系等雜物后，自然風干，過篩處理，用于土壤性質(zhì)測定。

2.1.2 土壤理化性質(zhì)測定 土壤理化指標測定參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》[14]，每個樣品測試3個重復。其中土壤容重(BD)采用環(huán)刀法；pH值采用5∶1(V∶V)水土比浸提法測定；有機質(zhì)(OM)含量采用重鉻酸鉀外加熱法測定；全氮(TN)含量采用半微量凱氏定氮法測定；堿解氮(AN)含量采用堿解擴散法測定；全磷(TP)含量采用硫酸—高氯酸消煮法測定;速效磷(AP)含量采用碳酸氫鈉浸提—鉬銻抗比色法測定；全鉀(TK)含量采用NaOH熔融—火焰光度計法測定；速效鉀(AK)含量采用1 mol/L的NH4Ac溶液浸提—火焰光度計法測定。

2.2 土壤質(zhì)量綜合評價方法

土壤肥力是眾多土壤因子的綜合反映，其難以通過單一的土壤因子進行判斷。為此，本研究選取了土壤物理(BD)和化學(pH,OM,TN,AN,TP,AP,TK和AK)共9個土壤質(zhì)量緊密相關(guān)的土壤因子，基于主成分分析，采用全體數(shù)據(jù)集(TDS)方法對土壤質(zhì)量進行綜合評價(表2)。

表2 各土壤因子的主成分因子載荷、公因子方差及權(quán)重

(1) 指標權(quán)重計算。采用主城分析方法確定各評價因子的權(quán)重(Wi)，權(quán)重計算公式為：

(1)

式中:Wi為指標權(quán)重;Cvi為各指標的公因子方差。

(2) 評價指標標準化。各土壤因子原始指標數(shù)據(jù)無量綱標準化(Qi)采用min—max歸一化處理，具體公式如下：

(2)

式中:Xi為第i個土壤因子的數(shù)值;Xi,min是第i個土壤因子的最小值;Xi,max是第i個土壤因子的最大值。

(3) 隸屬度函數(shù)轉(zhuǎn)換。為了更為全面地進行土壤質(zhì)量評價，本研究將各項指標數(shù)據(jù)用隸屬度函數(shù)進行換算，并依據(jù)主成分載荷值的正負性，選擇隸屬度函數(shù)類型[15]。其中土壤OM，TN，TP，AN，AP和AK采用升型分布函數(shù)，土壤BD，pH和TK采用降型分布函數(shù)。

(3)

式中:Si為各指標的隸屬度值；Qij為各肥力因子值；Qimax和Qimin分別為第i項土壤肥力因子中的最大值和最小值。

(4) 土壤肥力質(zhì)量指數(shù)(SQI)計算。

SQI=∑Qi×Si

(4)

式中:Qi為各指標的權(quán)重;Si為各指標的隸屬度值。

2.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

利用STATISTICA軟件采用廣義線性回歸(GLM)分析土壤因子對治理措施和時間的響應特征(Turkey檢驗)。利用SPSS軟件對各土壤因子進行主成分分析，以及Excel軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析處理。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤理化性質(zhì)對治理措施和治理時間的響應特征

石漠化治理措施(GLM,F27,64=580.7,p<0.0001)和治理時間(GLM,F18,44=139.5,p<0.0001)能夠顯著影響土壤理化性質(zhì)(圖1)。人工造林和封山育林的土壤容重總體上顯著(p<0.05)高于撂荒地和坡改梯的土壤容重。相較于撂荒地而言，坡改梯、人工造林和封山育林總體上能夠顯著(p<0.05)降低土壤pH值。而土壤pH值在坡改梯、人工造林和封山育林間的差異(p>0.05)不大。相較于撂荒地而言，石漠化治理措施能夠有效地促進土壤養(yǎng)分的積累。其中，土壤有機質(zhì)和全氮含量均表現(xiàn)為封山育林>人工造林>坡改梯>撂荒地。土壤全磷含量表現(xiàn)為坡改梯>封山育林>人工造林>撂荒地。土壤全鉀含量表現(xiàn)為封山育林>人工造林、撂荒地>坡改梯。此外，治理時間也是影響土壤理化性質(zhì)的重要因素。隨著治理時間的延長，不同治理措施下土壤理化性質(zhì)總體上得到了顯著的改善。相較于土壤物理性質(zhì)(容重)而言，土壤養(yǎng)分性質(zhì)對治理時間的變化更為敏感。各治理措施下，土壤養(yǎng)分含量總體上隨時間的推移呈顯著性(p<0.05)增加。

注：小寫字母表示土壤因子在同一治理措施下不同治理時間的差異特性，大寫字母表示同一治理時間下不同治理措施間的差異特性。AL代表撂荒地，TS代表坡改梯，AF代表人工造林，CF代表封山育林，下圖同。

3.2 土壤化學計量比對治理措施和治理時間的響應特征

治理措施和治理年限對土壤化學計量特征均有顯著影響(圖2)。其中，相較于治理時間而言(GLM,F6,56=20.23,p<0.001)，土壤化學計量對治理措施變化的響應更為敏感(GLM,F9,68=63.04,p<0.0001)。廣義線性回歸分析表明，人工造林中的土壤平均C/N(29.71)顯著高于坡改梯(23.34)和撂荒地的土壤平均C/N(23.23)。封山育林地中土壤平均C/N(26.35)介于人工造林地和坡耕地之間。從微生物促進土壤礦化作用的最適C/N(25∶1)而言，封山育林措施對促進土壤礦化作用的效果最強，其次是坡改梯，人工造林相對較弱。4種措施中，封山育林(52.77)和人工造林(50.09)的土壤C/P均顯著(p<0.05)高于撂荒地(36.93)和坡改梯(35.15)。土壤C/K對治理措施的響應亦存在顯著性差異?？傮w表現(xiàn)為人工造林和封山育林的土壤C/K顯著(p<0.05)高于坡改梯的，坡改梯土壤C/K顯著(p<0.05)高于撂荒地的。此外，土壤C/N總體上隨治理時間的推移呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢：2011年(24.01)<2018年(24.75)<2015年(28.49)。土壤C/P和C/K總體上隨治理時間的延長呈增大的變化趨勢，均表現(xiàn)為2011年<2015年<2018年。

圖2 治理措施和治理時間對土壤化學計量比特征的影響

3.3 不同治理措施土壤質(zhì)量綜合評價

石漠化治理措施對土壤質(zhì)量均有明顯的改善作用，但是不同措施對土壤質(zhì)量的改善效果存在差異。由圖3可知，撂荒地的土壤質(zhì)量指數(shù)2011—2018年的變化幅度不大。相較于2011年、2015年和2018年時，撂荒地土壤質(zhì)量指數(shù)分別增長了6.0%，4.2%。而相較于撂荒措施，坡改梯、人工造林和封山育林措施均明顯改善了土壤質(zhì)量。與2011年時各措施的土壤質(zhì)量指數(shù)相比，2015年時撂荒地土壤質(zhì)量指數(shù)增長了20.9%(年增長率為4.2%)，人工造林的土壤質(zhì)量指數(shù)增長了28.3%(年增長率為5.6%)，封山育林的土壤質(zhì)量指數(shù)增長了224.3%(年增長率為44.9%)。到了2018年時，撂荒地土壤質(zhì)量指數(shù)比2015年時增長了7.4%(年增長率為2.5%)，人工造林的土壤質(zhì)量指數(shù)增長了27.6%(年增長率為9.2%)，封山育林的土壤質(zhì)量指數(shù)增長了41.9%(年增長率為13.9%)?？梢?，各治理措施對土壤質(zhì)量的改善效果為：封山育林>人工造林>坡改梯>撂荒地。此外，各治理措施對土壤質(zhì)量的改善效果隨時間的推移逐漸減緩。

圖3 不同治理措施對土壤質(zhì)量的影響

4 討 論

石漠化綜合治理中土壤理化性質(zhì)的改善，是治理措施和時間綜合作用的結(jié)果。從單個土壤因子對治理措施和治理時間的響應特征來看，土壤化學特性對治理措施和時間的響應比物理特性要敏感。本研究對比分析了4種治理措施在3個時間段下土壤理化性質(zhì)的變化特征。結(jié)果表明，相較于土壤化學性質(zhì)，土壤容重在各個治理措施間的差異相對較弱。土壤養(yǎng)分在各治理措施間存在顯著性差異(p<0.05)，總體上表現(xiàn)為封山育林和人工造林對土壤有機質(zhì)、全氮和全鉀含量積累的促進效果最佳，坡改梯的次之。這主要是由于隨著封山育林措施的實施，人為活動對地表土壤的干擾減小，土壤表層的枯枝落葉含量隨封禁時間的推移而逐漸增加[16]?？葜β淙~在微生物等作用下分解進入土壤，增加了土壤碳、氮、鉀元素的來源[10,17]。而人工造林的時間較短，枯枝落葉的積累量較少，植物根系等對土壤作用時間也相對較短。此外，坡耕地的土壤養(yǎng)分含量容易受到耕作活動的影響。而人為耕作活動下，坡耕地的土壤養(yǎng)分含量并不會有太大的變化。

對比各措施下土壤化學計量比特征發(fā)現(xiàn)，封山育林措施下土壤C/N最接近25∶1，坡耕地次之。這同樣反映出封山育林措施能顯著的改善土壤碳、氮養(yǎng)分結(jié)構(gòu)，使得土壤養(yǎng)分含量更有利植物生長[18-19]。此外，本研究發(fā)現(xiàn)封山育林和人工造林中的土壤C/P相對較高，且隨著治理時間的延長呈增大的變化趨勢。一般認為土壤C/P特征可以很好地反映出土壤磷含量的賦存特征，土壤C/P越大，則表示土壤有效磷含量越低[20]?？梢姡馍接趾腿斯ぴ炝衷龃罅酥参飳ν寥懒缀康臄z取，導致土壤有效磷含量逐漸降低。這表明磷缺乏可能是限制石漠化地區(qū)植被恢復的重要因子。

土壤質(zhì)量影響植物的生長狀況，同樣其也受到植物的反饋影響。本研究中封山育林和人工造林對土壤質(zhì)量的改善作用明顯優(yōu)于坡改梯和撂荒地。這主要是由于在封山育林或人工造林中土壤受到人為活動的干擾較少。使得枯落物量的不斷積累，進而提高了土壤養(yǎng)分。此外，植物根系生長能夠改善土壤結(jié)構(gòu)特性[10]。而隨著植物根系在土壤中死亡和分解，也進一步促進了土壤養(yǎng)分的積累，極大地改善了土壤質(zhì)量[11,16]。相較于撂荒地而言，坡耕地也能促進土壤質(zhì)量的改善。但是由于長期耕作，導致土壤養(yǎng)分含量降低，土壤結(jié)構(gòu)易受到破壞[20]。盡管人工施肥能夠?qū)⑵赂赝寥鲤B(yǎng)分含量保持在一定范圍內(nèi)，但是其無法從根本上改善土壤性質(zhì)。綜上可見，石漠化綜合治理過程中，封山育林和人工造林能夠顯著改善土壤質(zhì)量。但是值得注意的是，隨著植被恢復年限的推移，林地中土壤磷肥缺乏可能會限制植物生物量的積累，從而影響植被恢復效果。因此，在石漠化綜合治理應注意后期的管護，以達到喀斯特石漠化生態(tài)可持續(xù)性。

5 結(jié) 論

本研究通過長期定點監(jiān)測結(jié)合土壤質(zhì)量綜合分析，對比分析了石漠化綜合治理中常用的封山育林、人工造林和坡改梯措施對土壤質(zhì)量的影響效果。研究表明，相較于撂荒地，封山育林、人工造林和坡改梯對土壤理化性質(zhì)和土壤質(zhì)量均有顯著性(p<0.05)的改善作用。其中，封山育林和人工造林對土壤養(yǎng)分積累和土壤質(zhì)量的改善效果相對優(yōu)于坡改梯。隨著治理時間的推移，封山育林、人工造林和坡改梯的土壤質(zhì)量指數(shù)均呈明顯的增長趨勢，但是土壤指數(shù)年增長率則逐漸降低。此外，封山育林和人工造林均能明顯改善土壤碳、氮、磷含量。但是隨著時間推移，封山育林和人工造林中土壤可能會出現(xiàn)磷素缺乏現(xiàn)象，從而影響石漠治理區(qū)的植被恢復效果。