姜麗娜，楊文斌，* ，盧 琦，姚云峰，藺瑞嵐

(1.中國林業(yè)科學研究院荒漠化研究所，北京 100091;2.內蒙古農(nóng)業(yè)大學生態(tài)環(huán)境學院，呼和浩特 010019;3.國家林業(yè)局西北林業(yè)規(guī)劃設計院，西安 710048)

營造防風固沙林是長遠地從根本上改造和利用沙地的重要途徑，也是控制和固定流沙，防止風沙危害和有效改良沙地性質，變沙漠為農(nóng)林牧業(yè)生產(chǎn)基地的經(jīng)濟而有效的措施［1］。固沙植被的建設模式?jīng)Q定其防風固沙與生態(tài)恢復效果，沙漠地區(qū)干旱環(huán)境限制了固沙林密度和覆蓋度。因此，如何控制防風固沙林栽植密度與配置格局變得至關重要［2-4］。在我國干旱、半干旱地區(qū)由于水分條件的制約，經(jīng)過漫長的自然演替過程，逐步發(fā)育形成了廣泛分布的低覆蓋度植被，其覆蓋度低于40%，這些低覆蓋度植被類型中存在大量的天然喬木疏林或稀疏灌叢，地表處于半流動狀態(tài)，而配置成行帶式后，即使覆蓋度降低到20%時，能夠完全固定流沙［5］，并且不同配置模式下的土壤與植被自然恢復程度不同。低覆蓋度行帶式固沙林在有限密度、覆蓋度下，在維持了林地水分平衡的同時，實現(xiàn)有效生態(tài)防護與生態(tài)恢復作用，是一項成功的固沙植被建設技術［5-6］，研究低覆蓋度行帶式固沙林對土壤與自然植被的恢復作用，對進一步推動低覆蓋度行帶式治沙模式具有一定理論和實踐指導意義。

低覆蓋度行帶式固沙林是指人工營造一行或者多行喬灌木，帶是指多行喬灌木之間的空間土地或者叫植被修復帶。行帶式實際上是形成了由窄林帶(占地面積15%—25%)與寬的自然植被修復帶(占地面積75%—85%)相間組合的一種復合植被模式。這種模式與國外研究中的“虎斑”結構［7］或二相鑲嵌［8］的天然植被景觀模式相似，國外研究大多數(shù)側重于帶狀植被的重要結構參數(shù)——帶間距與帶寬之比，及其與降水量間相關性的研究［9-10］。本文是在符合干旱，半干旱地區(qū)水分原理基礎上［11］，研究低覆蓋度行帶式固沙林對土壤與自然植被的恢復的作用，進而摸清其促進帶間土壤、植被修復的過程與機理。以往的生態(tài)恢復研究中，通常集中在植物演替變化及土壤質量變化，而對微生物群落在土壤生態(tài)恢復與重建中的作用關注較少，缺乏綜合而簡單實用的評價方法。本研究以低覆蓋度行帶式固沙林模式為前提，系統(tǒng)綜合的判斷出不同固沙林土壤及植被修復程度，直觀準確的判斷出不同帶寬行帶式固沙林恢復水平，為我國實現(xiàn)長效固沙與保護促進天然修復植被有機銜接，合理規(guī)劃和配置行帶式造林密度最大限度提高生態(tài)恢復效益提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域設在科爾沁沙地南部，地理坐標為北緯 41°42′—43°01′，東經(jīng) 119°32′—120°54′;是典型的半干旱地區(qū)，氣候屬溫帶半干旱大陸性季風氣候區(qū)，年降水350mm左右，年蒸發(fā)量2400—2600mm，是降水量的6—8倍，年均溫4.9—7.5℃，風沙、干旱是主要氣候特點。該區(qū)行政區(qū)劃屬內蒙古赤峰市敖漢旗，由淺山、丘陵、沙坨及河川平原等地貌單元組成。地勢由西南向東北傾斜，海拔高度在350—800m之間。主要地貌類型有沙丘、甸子以及少數(shù)剝蝕殘山，地帶性土壤以栗鈣土和碳酸鹽褐土為主，地帶性植被以原生草原為主。依次為淺山丘陵森林草原，位于南部努魯爾兒虎山地，該區(qū)人工植被以水土保持林為主，主要造林樹種為楊樹。中南部為黃土覆蓋的廣大丘陵區(qū)，以旱生草本植物為主，植被稀疏，原生植被較少，只有低矮叢生小灌木及雜草，主要為胡枝子(Lespedeza davurica)、甘草(Glycyrrhiza uralensis)、黃花蒿(Artemisia annua)及1年生禾本科雜草。北部為廣大覆沙地和流動、半流動的沙丘，地處西遼河平原的西端，是科爾沁沙地中段向南延伸的邊緣部分，以沙生植物為主，主要為黃柳(Salix gordejevii)、沙蒿(Artemisia halodendron)、檸條(Caragana korshinskili)等，原生植被以旱生草本植物為主。本研究利用林地均為采伐跡地或荒坡、荒沙地，地表植被稀疏，主要為甘草(Glycyrrhiza uralensis)、達烏里胡枝子(Lespedeza davurica)、針茅(Stipa capillata)及其他雜草。

1.2 樣地設置

在植被、土壤和地形條件相對一致的沙地造林地段，選取造林年限相同或相近并且造林一定時間的低覆蓋度行帶式固沙林，其帶間植被是沒有受到干擾或是已經(jīng)退耕后在完全自然恢復條件下恢復的草本植被，沙地完全被固定，以確保帶間植被在一定時間內發(fā)生變化。選取造林年限相近的3種帶寬的兩行一帶楊樹固沙林樣地，林帶為南北走向，另外再選取1個流動沙丘樣地和1個曠野對照樣地CK(選取當?shù)氐貛灾脖活愋?，地帶性植被?yōu)勢種為狗尾草Setaria viridis、白草Pennisetum centrasiaticum等。)進行對比，共5個樣地，分別為20m樣地、15m樣地、10m樣地、流動沙丘樣地和CK樣地。由于研究區(qū)不同配置的行帶式楊樹固沙林在營造初期均采用帶間間作撫育措施，因此帶間植被恢復年限為退耕后未開墾年限，不同樣地固沙林基本特征見表1。

表1 研究區(qū)群落基本特征描述Table 1 Community essential characteristics of experimental region

圖1 取樣示意圖Fig.1 Sampling scheme

1.3 樣品采集與分析

研究區(qū)樣地調查與樣品采集于2010年6月底進行，土壤與植被調查同步。在已設研究區(qū)中選取具有代表性的“兩行一帶式”楊樹防風固沙林地，按照不同帶間寬度選取樣地進行調查。調查造林地立地類型、造林年限、林分密度、樹高、胸徑;各樣地面積大于200m×100m，在每塊樣地面積內隨機選擇3個帶間進行土壤和帶間植被的調查，同一林帶間沿垂直于林帶走向每間隔10m設置1條平行的樣線，共設3條，從林帶的一端林下(0m處)開始，每隔2m設1樣方進行植被調查。該取樣方法采用系統(tǒng)取樣法，取樣的樣品可以用于統(tǒng)計分析。對照樣地與流動沙丘研究區(qū)取樣面積為25m×25m，所設面積內隨機抽取5個植被樣方進行調查，流動沙丘則進行土壤取樣調查。共計225個樣方。在所有研究區(qū)中均用1m×1m的樣方對帶間植被進行調查。其中帶間植被生物量調查采用全部收獲法，將采集的樣品置于通風干燥箱內，在85℃恒溫下烘干至恒重，稱重記錄。植物根系調查采用挖掘法，由于帶間植被還處于植被恢復階段，大多數(shù)為1、2年生草本植被，根系較集中0—20cm層，為了配合土壤養(yǎng)分變化的研究，因此，在每個林帶間隨機設置5個50cm×50cm的小樣方，分為0—5cm、5—20cm兩個土層采集的所有帶間植被根系樣品，不考慮楊樹根系，應用系統(tǒng)WinRHIZO對所采集的植被根系進行測定分析，掃描后的根系樣品置入80℃烘箱中，烘干至恒質量，再分別稱量并記錄。

土壤樣品采集采用剖面法，分兩層取樣，分別為0—5cm，5—20cm，取樣點與草本樣方調查點相同，同一樣地將所有相同土層混勻混合后，最后取3個重復，土壤樣品帶回實驗室內后分3份。1份土樣風干過篩，用于測定土壤基本理化性質［12］，其中硝態(tài)氮和銨態(tài)氮采用2molKCI浸提流動注射分析儀(FIAstar 5000)測定法，1份鮮樣在10h之內放入冰箱冷藏，用于測定微生物數(shù)量，并盡快進行分析。最后1份在-20℃冰箱保存?zhèn)溆谩Ｎ⑸飻?shù)量測定采用平板活菌計數(shù)法(CFU)［13］。其中細菌培養(yǎng)基為牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基，固氮菌基礎培養(yǎng)基采用改良的阿須貝(Ashby)無氮瓊脂培養(yǎng)基，真菌培養(yǎng)基為馬丁氏孟加拉紅瓊脂培養(yǎng)基，放線菌培養(yǎng)基為高氏1號培養(yǎng)基，先接種，后倒平板，統(tǒng)計在平皿上長出的菌落數(shù)后，計算求出每克土壤的活菌數(shù)。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

圖表和基本數(shù)據(jù)處理采用Excel，主成分和典型相關分析均采用SPSS 16.0軟件進行。

選擇表征群落物種多樣性、均勻度、豐富度和優(yōu)勢度的4種物種多樣性測定指數(shù)，以多度為測度指標進行計算。選取的多樣性指數(shù)有Simpson多樣性指數(shù)、Shannon-Wiener物種多樣性指數(shù);均勻度指數(shù)為Pielou均勻度指數(shù);豐富度指數(shù)為Margalef指數(shù)。

式中，S為群落中的總種數(shù);nj為第j種的個體數(shù)量占總個體數(shù)量的比例;N為觀察到的總個體數(shù)。

5)模糊綜合評價計算方法

采用模糊綜合評價方法來評價不同帶寬行帶式固沙林土壤植被修復程度。模糊綜合評價方法通常建立模糊矩陣，確定各指標的權重，計算綜合評價值進行綜合判別［14］。本研究采用模糊綜合評價方法計算差異性系數(shù)，利用模糊綜合評價方法所得到的差異性系數(shù)稱為指示度。

計算最后評判指標di(指示度)做出評價。其中，對照樣地為穩(wěn)定草地，d=1;各個恢復程度評價的系數(shù)在0—1之間，系數(shù)越接近1，該樣地越接近穩(wěn)定狀態(tài)。

圖2 研究區(qū)土壤物理性粘粒(＜0.01mm)含量對比Fig.2 Comparison of physical particle(＜0.01mm)content of experimental region

2 結果與分析

2.1 土壤修復效應

2.1.1 土壤物理性狀變化

不同樣地0—20cm的土壤物理性粘粒的垂直分布變化見圖2。土壤表層物理性粘粒高于下層，0—5cm土層物理性粘粒流動沙丘與10m楊樹固沙林差異不顯著，20m和15m楊樹固沙林都與10m楊樹固沙林差異顯著;5—20cm土層物理性粘粒為20m楊樹固沙林與10m楊樹固沙林差異顯著;各土層物理性粘粒含量變化均表現(xiàn)為對照樣地＞20m楊樹固沙林＞15m楊樹固沙林＞10m楊樹固沙林＞流動沙丘，說明行帶式固沙林群落還處于植被恢復階段，隨著帶寬的增加，土壤物理性粘粒含量有增加趨勢。

在不同樣地的0—20cm土層中，土壤容重變化表現(xiàn)為流動沙丘＞20m楊樹固沙林＞15m楊樹固沙林＞10m楊樹固沙林＞對照樣地(表2)，從變異系數(shù)可以看出，帶間距為20m楊樹固沙林變異幅度最大，說明該樣地改良土壤作用最明顯。對照樣地土壤0—20cm土層的平均容重為1.34，而行帶式固沙林的平均容重均高于對照。這是因為行帶式固沙林土壤結構較沙土致密穩(wěn)固，土體發(fā)育上層相對較下層好，而對照土壤生態(tài)系統(tǒng)基本處于穩(wěn)定而良性循環(huán)狀態(tài)，根系量大且密集，因此土壤容重最小。0—5cm土層土壤容重為20m楊樹固沙林與15m楊樹固沙林差異不顯著，但與10m楊樹固沙林差異顯著;5—20cm土層土壤容重為20m楊樹固沙林與15m楊樹固沙林和10m楊樹固沙林差異均顯著，但與對照樣地差異不顯著(P＜0.05)。

不同樣地土壤水分含量變化表明(表2);在采樣深度范圍內，均表現(xiàn)為表層含水量低于下層，這是表層與大氣環(huán)境接觸，水分受溫度、地表風速等影響而交換活躍，蒸散較快，故含水量在表層低，從變異系數(shù)可以看出，帶間距為20m楊樹固沙林土壤含水量的變幅最小且含水量較高，顯著的高于帶間距為15m和10m楊樹固沙林含水量。隨著帶寬的增加土壤含水量有增高的趨勢。

表2 研究區(qū)土壤容重及水分含量的描述性統(tǒng)計Table 2 The descriptive statistics of soil bulk density and water content of experimental region

2.1.2 土壤化學性質變化

當退化土地轉變?yōu)楣躺沉趾?，隨著行帶式固沙林帶間寬度的變化，不同樣地土壤化學性質也發(fā)生了顯著的變化(表3)。營造固沙林后土壤pH隨著帶寬的增加明顯降低，并且與流動沙丘和對照樣地差異均顯著(P＜0.05);土壤有機碳、全氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮和速效鉀含量隨帶寬的增加增大，速效磷含量變化不大。20m楊樹固沙林速鉀含量高于15m和10m楊樹固沙林。行帶式固沙林有機碳含量與流動沙丘和對照樣地差異均顯著，說明行帶式固沙林明顯增大了有機碳含量，并且20m楊樹固沙林效果最明顯。同一土層不同行帶式固沙林土壤速效磷含量變化差異不顯著(P＜0.05)。

表3 研究區(qū)不同樣地土壤養(yǎng)分含量及其變化Table 3 The changes of soil nutrient content of experimental region

2.1.3 土壤微生物數(shù)量分布特征

微生物是反映土壤質量變化重要的敏感性生物學指標。研究微生物變化有助于揭示研究區(qū)土壤微生物的潛在活性強度、作用方向以及土壤養(yǎng)分轉化和釋放機制［17］。不同樣地的土壤微生物數(shù)量變化顯著(圖3)，其中細菌(106)數(shù)量占優(yōu)勢，其次是放線菌(106)和固氮菌(106)，真菌含量最少(103)，與鄧旺秋、閔紅、畢江濤等［18-20］試驗結果一致。研究區(qū)不同樣地土壤微生物的變異幅度整體比較大，微生物總量大小依次順序為:對照樣地＞行帶式固沙林＞流動沙丘，其中行帶式固沙林中則為15m楊樹固沙林與10m楊樹固沙林相近但都小于20m楊樹固沙林。隨著土壤深度的增加，土壤中的細菌、放線菌、固氮菌、真菌數(shù)量表現(xiàn)為上層大于下層，而且微生物總數(shù)均表現(xiàn)為上層大于下層。

圖3 研究區(qū)土壤微生物數(shù)量對比Fig.3 Comparison of soil microbial populations of experimental region

2.2 植被修復效應

2.2.1 不同樣地植被多樣性變化

在大量營造人工固沙林中，造林密度對固沙林的穩(wěn)定性和防風固沙效果起著決定性的因素，行帶式防風固沙林林帶不僅起到防止風蝕的作用，而且大大降低了固沙林的覆蓋度，使得覆蓋度僅為20%的行帶式配置格局的固沙林能夠完全地固定流沙，且?guī)钆渲酶窬值倪呅袃?yōu)勢明顯，生物多樣性和生產(chǎn)力較高［21-22］。由圖4可見，在調查的3種不同帶寬的行帶式固沙林中，帶間植被的物種多樣性呈增加趨勢，但不同帶寬對帶間植被物種多樣性的增加影響大，其中20m帶寬更加有利于帶間植被的物種多樣性的增加，其增加的速度為20m＞15m＞10m;但是，3個樣地帶間植被的物種多樣性均小于對照樣地，這也說明10a左右的行帶式固沙林帶間植被的修復還處于植被恢復初期，仍需要一個較長時間的修復才能接近或者達到地帶性植被。在3種行帶式固沙林中，20m楊樹固沙林最為接近對照樣地，說明其植被恢復效果優(yōu)于15m和10m楊樹固沙林。隨著其林下植被的自然恢復過程，帶間距越寬其多樣性指數(shù)越大，也就是說，密度雖然減小了，但是多樣性指數(shù)增大了，并且穩(wěn)定性增強。

圖4 研究區(qū)不同固沙林樣地物種多樣性變化Fig.4 Biodiversity variety variation of sand fixing forest experimental region

2.2.2 不同樣地植被生物量變化

從研究區(qū)楊樹固沙林的不同配置格局來看(圖5)，20m楊樹固沙林生物量與對照樣地最為接近，且都大于15m和10m楊樹固沙林，10m楊樹固沙林多樣性指數(shù)最小，正是由于10m楊樹固沙林競爭激烈，植物侵入種數(shù)較少，并且生長量不高造成的。而20m楊樹固沙林可以為更多物種的侵入提供棲息地，生物生產(chǎn)力也高。因此，楊樹行帶式造林不宜太窄和蓋度太大，會影響帶間植被群落生物生產(chǎn)力的大小。15m楊樹固沙林和10m楊樹固沙林植被蓋度相差大，生物量也高于10m楊樹固沙林，這是因為10m楊樹固沙林仍舊不穩(wěn)定造成的。不同帶間距帶間植被生物量有隨著帶寬增加而顯著變大的趨勢，但都小于對照樣地。

圖5 研究區(qū)不同固沙林樣地物種生物量變化Fig.5 Herbage biomass variety of the community of different sample areas

2.2.3 不同樣地植被根系變化

研究區(qū)帶間距不同的固沙林帶間植被根系生物量、根系總長度和根系表面積分布變化總體趨勢變現(xiàn)為，對照樣地＞20m楊樹固沙林＞15m楊樹固沙林＞10m楊樹固沙林(圖6)。0—5cm土層，除根系總長不同樣地根系變化差異顯著;5—20cm土層，20m楊樹固沙林與15m楊樹固沙林根系生物量差異不顯著，但與10m楊樹固沙林和對照樣地差異顯著。根系總長與根系表面積不同樣地變化差異均顯著(P＜0.05)。以上結果說明行帶式造林密度大，帶間距離窄時會影響帶間植被根系的生長，從而影響植被對水分和營養(yǎng)的吸收，不利于植被的生長和繁衍。

3.3 模糊綜合評價

3.3.1 主成分分析

為了研究低覆蓋度楊樹固沙林在不同配置格局下植被因子與土壤因子之間的相互影響和選擇判斷不同楊樹林恢復程度指標體系，本文對不同帶間距楊樹固沙林(20m、15m、10m)和對照樣地應用“典型相關分析(CCA)”方法，分析植被因子與土壤因子之間的相關性。將植被因子與土壤因子相關性最大的指標用來構建模糊矩陣，進行綜合評價不同配置行帶式固沙林的土壤植被修復程度，其中土壤指標全部為(0—5cm)土層的指標。

首先對楊樹固沙林在不同配置格局下植被因子指標和土壤指標構成的變量組進行PCA分析，在不同配置格局下植物指標PCA分析結果表明(表4)，在前三維主成分上累計貢獻率分別達到0.8906(20m)、前兩維主成分上累計貢獻率分別達到0.7489(15m)、0.8104(10m)。各變量在前幾維主成分上的因子負荷量最大者分別是:20m楊樹固沙林:群落地上生物量、Simpson多樣性指數(shù)、Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)、根系總長、根系表面積。15m楊樹固沙林:群落蓋度、群落地上生物量、Simpson多樣性指數(shù)、Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、Margelef豐富度指數(shù)、根系總長。10m楊樹固沙林:群落蓋度、群落地上生物量、Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)、根系生物量、根系總長。

圖6 研究區(qū)不同樣地根系變化Fig.6 Root comparison of different plots of experimental region

表4 研究區(qū)不同樣地植被變量主成分分析Table 4 PCA of plant variabe under different plot of experimental region

在不同配置格局下土壤指標PCA分析結果表明(表5)，在前兩維主成分上累計貢獻率分別達到0.8247(20m)、0.8194(15m)、0.8598(10m)、0.8976(對照樣地)。各變量在前2維主成分上的因子負荷量最大者分別是:20m楊樹固沙林:有機碳、硝態(tài)氮、速效磷、細菌數(shù)量、放線菌數(shù)量、固氮菌數(shù)量;15m楊樹固沙林:土壤水分含量、全氮、銨態(tài)氮、速效鉀、放線菌數(shù)量、固氮菌數(shù)量。10m楊樹固沙林:土壤粘粒含量、有機碳、銨態(tài)氮、速效鉀、細菌數(shù)量、固氮菌數(shù)量。

表5 研究區(qū)不同樣地土壤變量主成分分析Table 5 PCA of soil variabe under different sample areas

3.1.2 典型相關分析

根據(jù)以上主成分分析結果，對不同樣地植被因子指標與土壤因子指標典型相關分析。結果表明，研究區(qū)不同樣地第一、第二和第三和第四典型相關累積方差貢獻率均超過80%以上，其中20m楊樹固沙林89.86%、15m楊樹固沙林90.08%、10m楊樹固沙林87.51%、對照樣地72.92%，說明第一、第二、第三和第四典型相關變量能夠代表植被和土壤兩組變量組整體的80%以上的信息量。多變量的多種統(tǒng)計檢驗也均達到極顯著水平，20m楊樹固沙林第一、二、三典型相關、15m楊樹固沙林第一、二、三典型相關、10m楊樹固沙林第一、二典型相關達到極顯著差異(P＜0.01)。因此，不同樣地植被指標與土壤指標之間的相互關系可得到如下表達式:

由表達式(1)可知，20m楊樹固沙林植被變量的第一、第二和第三典型變量主要由X1(群落蓋度)、X3(Simpson多樣性指數(shù))、X4(Shannon-Wiener多樣性指數(shù))、X5(Pielou均勻度指數(shù))和X9(根系表面積)決定。土壤變量的第一、第二和第三典型變量主要由X14(全氮)、X16(硝態(tài)氮)、X19(速效鉀)和X20(細菌)決定。由表達式(2)可知，15m楊樹固沙林植被變量的第一、第二和第三典型變量主要由X1(群落蓋度)、X3(Simpson多樣性指數(shù))、X4(Shannon-Wiener多樣性指數(shù))、X6(Margelef豐富度指數(shù))決定。土壤變量的第一、第二和第三典型變量主要由X15(全氮)、X17(銨態(tài)氮)、X19(速效鉀)和X21(放線菌)決定。由表達式(3)可知，10m楊樹固沙林植被變量的第一、第二典型變量主要由X1(群落蓋度)、X4(Shannon-Wiener多樣性指數(shù))、X5(Pielou均勻度指數(shù))和X7(根系生物量)決定。土壤變量的第一、第二典型變量主要由X10(土壤粘粒含量)、X14(有機碳)、X19(速效鉀)和X20(細菌)決定。

以經(jīng)過上述分析得出的土壤及植被指標為因素集，不同恢復程度為處理集，分別以土壤指標、植被指標及土壤植被綜合對敖漢研究區(qū)不同楊樹固沙林恢復程度進行模糊綜合評價結果顯示(表6)，20m楊樹固沙林土壤發(fā)育程度的指示度為0.6696，即20m楊樹固沙林土壤發(fā)育程度為對照樣地土壤的66.96%;植被已恢復到當前對照樣地的75.48%;以植被與土壤特征指標為體系的模糊綜合評價的結果看，20m楊樹固沙林植被和土壤因子是當前對照樣地的68.63%。15m楊樹固沙林土壤發(fā)育程度為對照樣地土壤的56.52%;植被已恢復到當前對照樣地的59.40%;以植被與土壤特征指標為體系的模糊綜合評價的結果看，15m楊樹固沙林土壤和植被因子是當前對照樣地的55.01%。10m楊樹固沙林土壤發(fā)育程度為對照樣地土壤的41.94%;植被已恢復到當前對照樣地的43.54%;以植被與土壤特征指標為體系的模糊綜合評價的結果看，10m楊樹固沙林植被和土壤因子是當前對照樣地的42.04%。

表6 研究區(qū)不同樣地土壤與植被恢復程度Table 6 Recovery degree of soil and vegetation under different plots

4 討論

營造行帶式固沙林后隨著固沙林的生長，土壤有機碳、全氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮和速效鉀含量隨帶寬的增加增大。這是由于造林后，林帶間地表覆蓋發(fā)生顯著的變化，隨著地表覆蓋物的增加，土壤微環(huán)境逐漸變?yōu)闈駶?，土壤的淋溶作用變強，導致土壤pH值降低，同時由于植被的增加，土壤中CO2的含量增加，根據(jù)巖溶動力系統(tǒng)［23］，則土壤中H+含量也增加，導致土壤pH值的降低;隨著地表覆蓋物的增多，枯枝落葉殘體的增加，土壤有機質的分解速度減慢，從而導致土壤有機質含量的增加，而有機質含量的增加是土壤全氮的主要來源，隨著有機質含量的增加，土壤全氮、硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量隨之增加;隨著土壤 pH值的降低，土壤的固鉀能力降低［24］，造成土壤速鉀含量的增加只能是與造林初期帶間間作旱地普遍使用鉀肥相關，寬行帶式固沙林帶間土壤施肥面積大速鉀含量高。另外，行帶式固沙林全氮含量變化顯示10m楊樹固沙林全氮含量較高，但不代表10m楊樹固沙林恢復效果最好，這可能與10m楊樹固沙林恢復年限長，氮元素的累積量大有關，在實際調查中發(fā)現(xiàn)10m楊樹固沙林帶間植被非常稀疏，帶間距小于10m不利于植被生長。

土壤微生物的變化與枯枝落葉有密切關系，在地表聚積大量枯枝落葉，有充分的營養(yǎng)源，水熱和通氣狀況較好，利于微生物的生長和繁殖。微生物主要以植物殘體為營養(yǎng)源，植物的質和量的差異必然導致土壤微生物在各植物固沙林中分布的不均一性。帶間距為20m楊樹固沙林與對照樣地的草本植被蓋度較大，土壤微生物大量集中在淺表層根系區(qū)域，物質和養(yǎng)分能夠得到及時補充，有利的微環(huán)境導致土壤微生物數(shù)量高。而帶間距為15m和10m楊樹固沙林則由于帶間植被蓋度低，植被物種單一不穩(wěn)定而導致微生物數(shù)量都很低。雖然15m楊樹固沙林植被蓋度大于10m楊樹固沙林，但其微生物數(shù)量卻小于10m楊樹固沙林，這是由于楊樹的落葉為土壤微生物的提供了充足的養(yǎng)分庫，因為在實際調查中，其地表植被稀疏，蓋度很低枯落物幾乎都為楊樹落葉，而且10m楊樹固沙林帶間溫度要高于15m楊樹固沙林帶間有利于微生物繁殖。以上表明同一樹種以不同的配置方式營造在很大程度上影響著草本植物的恢復能力、土壤質量變化及微生物數(shù)量變化。

行帶式固沙林實際上是在起到沙障作用的同時確保自然植物能夠定居;促進了帶間自然植被快速修復和土壤的形成過程。雖然楊樹不適于干旱地區(qū)，但適宜栽植密度的楊樹林帶對沙地土壤-植被系統(tǒng)自然修復具有明顯促進作用。行帶式固沙林造林以后，在短短的十幾年內對土壤性狀具有明顯的改善作用;同時，隨著土壤的變化，導致植物種類組成的更替。植被的生長又為林帶提供了養(yǎng)分和水分補給帶，達到林草復合植被優(yōu)勢互補，相互銜接持續(xù)發(fā)育，具有重要的促進生態(tài)系統(tǒng)恢復功能。而行帶式固沙林正是通過帶寬的變化來影響和調節(jié)這種植物與土壤的之間相互作用，窄帶間距固沙林土壤與植被的相互作用則由于造林密度大而受到抑制。

5 結論

在干旱、半干旱區(qū)，由于水分條件的制約，天然的存在著低覆蓋度(20%—30%)的疏林(或者是稀樹灌叢)，沙地仍處于半固定、半流動狀態(tài)，多年來研究得出以相同覆蓋度的行帶式配置格局的固沙林能夠完全固定沙地，同時也發(fā)現(xiàn)，不同覆蓋度導致固沙林的土壤和植被自然恢復的程度是不同的，通過上述的實驗資料分析，對于行帶式固沙林土壤和植被自然恢復有了進一步的認識:

(1)行帶式楊樹固沙林能夠明顯的影響土壤的理化性質，隨著帶寬的增加土壤容重減小，水分含量和養(yǎng)分含量有增加的趨勢，微生物數(shù)量增加，表明當固沙林配置格局合理時，降低栽植密度同樣可以達到促進土壤修復的目標。行帶式固沙林隨帶寬的增加這種促進作用增強。20m楊樹固沙林對土壤修復的促進作用最明顯，是較好的配置模式。

(2)帶間距為20m楊樹固沙林對植被的恢復促進作用優(yōu)于15m和10m楊樹固沙林。寬行帶式固沙林雖然栽植密度減小了，但是多樣性指數(shù)增大了，對植被恢復的促進作用也增強了，并且寬帶間距有利于帶間草本植被生物量的積累和根系的生長，當帶間距不足夠寬時則會不利于植被生長。

(3)不同帶寬行帶式固沙林帶間植被因子與土壤因子之間相關不一致，模糊綜合評估結果表明不同帶寬的行帶式固沙林，雖然恢復年限相近，但因栽植密度不同導致指示度不同，即恢復程度不同;土壤修復程度明顯落后于植被，寬帶間距可以明顯加快土壤及植被修復的速度，從而縮短土壤及植被修復的時間，寬帶間距固沙林縮短土壤及植被修復時間的效果更明顯。

［1］ Gao S W.Control Desertification and Silvics.Beijing:Chinese Forestry Press，1984.

［2］ Yang W B，Ding G D，Wang J Y，Yao J C，Dong Z，Yang H Y.Windbreak effects of belt scheme caragana korshinskili kom plantation for sandfixation.Acta Ecologica Sinica，2006，26(12):4106-4112.

［3］ Yang W B，Yang H Y，Lu Q，Wu B，Zhao A G，Le L，Yao J C，Wang J Y，Hu X L.Wind tunnel experiment on sand fixation effects of sparse shrub communities varying in spatial arrangement.Acta Ecologica Sinica，2008，28(7):2998-3007.

［4］ Jiang L N，Yang W B，Yao Y F，Lu Q，Du M，Wang L L.Vegetation recovery in mongolian pine sand-fixing belts in response to boundary effect of forest-grassland.Journal of desert research，2011，31(2):372-378.

［5］ Yang W B，Dong H L，Lu Q，Wang J Y，Liang H R，Jiang L N，Zhao A G.Pattern of low-covered sand-fixing woodland and its windbreak effect.Acta Ecologica Sinica，2011，31(17):5000-5008.

［6］ Jiang L N.The promoting effect of soil and vegetation recovery between low coverage sand-fixing forest belts.Inner Mongolia Agricultural University，2011.

［7］ C.Valentin J M.d′Herbès.Niger tiger bush as a natural water harvesting system.Catena，1999，37:231-256.

［8］ BarkerT.Vegetation pattern in the Nigerien tiger bush.Department of Geography，Coventry Polytehnic，B.S.dissertation，1992.

［9］ Thiéry J M，Valentin C，d′Herbès J M.A model simulating the genesis of banding patterns in Niger.Ecol，1995，83，497-507.

［10］ Galle S，Peugeot C.Soil water spatial distribution of tiger bush in Niger.AGU meeting，SanFancisc，1998，12:6-10.

［11］ Yang W B，Wang J Y.Characteristics of water utilization in border row and optimum disposition structure in plantation in arid and semi-arid region.Scientia Silvae Sinicae，2004，40(5):3-9.

［12］ Bao S D.Agriculture Chemical Analysis of Soil.Beijing:Chinese Agriculture Press，2000.

［13］ Ceng S M，Lin H P，Zhang L Q.Introduction to Microbiai Ecology，Beijing:Higher Education Press，2007.

［14］ Li B N.Applications of Fuzzy Math.Anhui:Hefei Univerisity of Technology Press，2007.

［15］ Gao A S.Ecosystem Health Assessment on Grazing Land of Leymus chinensis Steppe.Hohhot:Inner Mongolia Agricultural University，2005.

［16］ Sala O E，Oesterheld M，Leon R J C and Soriano A.Grazing effects upon plant community structure in subhumid grasslands of Argentina.Vegetatio，1996，67:27-32.

［17］ Xu Y C，Shen Q R，Ran W.Effects of zero-tillage and application of manure on soil microbial biomass C，N，and P after sixteen years of cropping.Acta Pedologica Sinica，2002，39(1):89-95.

［18］ Deng W Q，Pan C M，Li T H，Kong G H，Xia H P.Bcology of soil microorganisms in shale wastes dumping area during rehabilitation through forestation.Chinses Journal of Applied and Environmental Biology，2003，9(5):522-524.

［19］ Bi J T，He D H，Huang Z Y，Yang L，Ma Q R.Response of soil microbial community activity to vegetation restoration in degraded ecological system.Journal of Soil and Water Conservation，2008，22(4)195-200.

［20］ Min H，He W X，Li X M，Liu G B，Yang X.Evaluative feature of soil microbial population under plant restored process in loess regions.Acta Botanica Boreali-Occidentalia Sinica，2007，27(3):0588-0593.

［21］ Yang W B，Lu Q，Wu B，Wang J Y，Wang X J，Liu S H，Li X Y.Relations of poplar density and planting composition to its growth in Horqin sandy land.Scientia Silvae Sinicae，2007，43(8)，54-59.

［22］ Yang W B，Wang J Y，Wang X J，Liu L C，Wei Y X.Relation between growth of high-yield poplar and density and planting composition in Keerqin sandy land.Journal of Beijing Forestry University，2005，27(4):33-38.

［23］ Yuan D X.Carbon cycle and global karst.Quaternary Sciences，1993，(1):1-6.

［24］ Zhao J G.Red soil of material circulation and its regulation.Beijing:Science Publishing House，2002.

參考文獻:

［1］ 高尚武.治沙造林學.北京:中國林業(yè)出版社，1984.

［2］ 楊文斌，丁國棟，王晶瑩，姚建成，董智，楊紅艷.行帶式檸條固沙林防風效果.生態(tài)學報，2006，26(12):4106-4112.

［3］ 楊文斌，楊紅艷，盧琦，吳波，趙愛國，樂林，姚建成，王晶瑩，胡小龍.低覆蓋度灌木群叢的水平配置格局與固沙效果的風洞試驗.生態(tài)學報，2008，28(7):2998-3007.

［4］ 姜麗娜，楊文斌，姚云峰，盧琦，杜敏，王琳琳.樟子松固沙林帶間植被恢復及其對林草界面作用的響應.中國沙漠，2011，31(2):372-378.

［5］ 楊文斌，董慧龍，盧琦，王晶瑩，梁海榮，姜麗娜，趙愛國.低覆蓋度固沙林的喬木分布格局與防風效果.生態(tài)學報，2011，31(17):5000-5008.

［6］ 姜麗娜.低覆蓋度行帶式固沙林促進帶間土壤、植被修復效應的研究.內蒙古農(nóng)業(yè)大學，2011.

［11］ 楊文斌，王晶瑩.干旱、半干旱區(qū)人工林邊行水分利用特征與優(yōu)化配置結構研究.林業(yè)科學，2004，40(5):3-9.

［12］ 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析.北京:中國農(nóng)業(yè)出版社，2000.

［13］ 陳聲明，林海萍，張立欽.微生物生態(tài)學導論.北京:高等教育出版社，2007.

［14］ 李柏年.模糊數(shù)學及其應用.合肥工業(yè)大學出版社，2007

［15］ 高安社.羊草草原放牧草地生態(tài)系統(tǒng)健康評價.內蒙古農(nóng)業(yè)大學，2005.

［17］ 徐陽春，沈其榮，冉煒.長期免耕與施用有機肥對土壤微生物生物量碳、氮、磷的影響.土壤學報，2002，39(1):89-95

［18］ 鄧旺秋，潘超美，李泰輝，孔國輝，夏漢平.油頁巖廢渣場植林修復過程中的土壤微生物生態(tài).應用與環(huán)境生物學報，2003，9(5):522-524.

［19］ 畢江濤，賀達漢，黃澤勇，楊磊，馬巧榮.退化生態(tài)系統(tǒng)植被恢復過程中土壤微生物群落活性響應.水土保持學報，2008，22(4)195-200.

［20］ 閔紅，何文祥，李曉明，劉國斌，楊祥.黃土丘陵區(qū)植被恢復過程中土壤微生物數(shù)量演變特征.西北植物學報，2007，27(3):588-593.

［21］ 楊文斌，盧琦，吳波，王晶瑩，王曉江，劉士和，李顯玉.楊樹固沙林密度、配置與林木生長的關系.林業(yè)科學，2007，43(8)，54-59.

［22］ 楊文斌，王晶瑩，王曉江，劉立城，魏永新.科爾沁沙地楊樹固沙林密度、配置與林分生長過程初步研究.北京林業(yè)大學學報，2005，27(4):33-38.

［23］ 袁道先.碳循環(huán)與全球巖溶.第四紀研究，1993，(1):1-6

［24］ 趙其國.紅壤物質循環(huán)及其調控.北京:科學出版社，2002.