楊君瓏 李小偉 曹 兵 張維江

(1. 寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏 銀川 750021； 2. 寧夏大學(xué)土木學(xué)院，寧夏 銀川 750021)

隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，人對(duì)土地、植被等自然資源不合理的開發(fā)利用以及人口增長(zhǎng)對(duì)生態(tài)環(huán)境帶來(lái)的壓力，導(dǎo)致生態(tài)環(huán)境遭到破壞，引起環(huán)境質(zhì)量下降、生物多樣性降低、水土流失、土地沙化及自然災(zāi)害加劇等一系列問題。植被作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是生態(tài)系統(tǒng)中物質(zhì)循環(huán)與能量流動(dòng)的中樞，在水土保持、水源涵養(yǎng)及固碳過程中都起著重要的作用。針對(duì)脆弱并退化的生態(tài)系統(tǒng)，植被恢復(fù)是最為重要的措施之一[1]。在開展植被恢復(fù)的過程中，我國(guó)已啟動(dòng)了 “天保工程” 和 “退耕還林還草工程”，使得植被的恢復(fù)與重建能夠在較大范圍內(nèi)進(jìn)行[2]。相關(guān)研究表明植被恢復(fù)后，增加植被蓋度可有效降低土壤侵蝕及養(yǎng)分流失，植被凋落物和地下細(xì)根周轉(zhuǎn)增加了有機(jī)物的輸入，經(jīng)微生物腐解作用使土壤酶活性和有機(jī)質(zhì)含量增加，提高土壤肥力，進(jìn)而能夠改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境[3]。在衡量土壤肥力的指標(biāo)中，土壤速效養(yǎng)分表征了土壤現(xiàn)有植物根系可利用養(yǎng)分的含量；土壤酶在土壤物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)化過程中起著重要的催化作用，土壤酶活性可表征土壤中各種生物的化學(xué)活性和土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化強(qiáng)度，同時(shí)也是土壤肥力的重要標(biāo)志[4]。

寧夏回族自治區(qū)地處我國(guó)西部，是我國(guó)生態(tài)系統(tǒng)脆弱區(qū)之一。寧夏中南部地區(qū)由于脆弱的生態(tài)環(huán)境、薄弱的經(jīng)濟(jì)基礎(chǔ)以及過重的環(huán)境承載負(fù)荷，使得當(dāng)?shù)刎毨丝诨鶖?shù)巨大[5]。基于以上現(xiàn)實(shí)情況，寧夏回族自治區(qū)政府提出 “生態(tài)移民” 政策。針對(duì)生態(tài)移民遷出區(qū)的生態(tài)恢復(fù)，寧夏回族自治區(qū)政府在2013年提出 《寧夏生態(tài)移民遷出區(qū)生態(tài)修復(fù)工程規(guī)劃 (2013—2020年)》 和 《關(guān)于加強(qiáng)生態(tài)移民遷出區(qū)生態(tài)修復(fù)與建設(shè)的意見》。而要實(shí)現(xiàn)自治區(qū)提出的建設(shè)目標(biāo)，明顯改善生態(tài)移民遷出區(qū)的生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，需要明確植被恢復(fù)建設(shè)的模式，評(píng)價(jià)不同植被恢復(fù)方式對(duì)土壤環(huán)境的改善效果，從而提高當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能。

寧夏南端的六盤山山區(qū)是生態(tài)移民遷出的重點(diǎn)區(qū)域，也是黃土高原區(qū)最重要的水源涵養(yǎng)林地之一，六盤山森林對(duì)寧南山區(qū)的氣候調(diào)節(jié)和生態(tài)平衡意義重大[6]。自20世紀(jì)90年代以來(lái)，許多學(xué)者在寧南山區(qū)開展了植被恢復(fù)與生態(tài)環(huán)境建設(shè)方面的研究。金晶煒等[7]對(duì)不同植被恢復(fù)模式的土壤質(zhì)量響應(yīng)進(jìn)行評(píng)估，認(rèn)為在寧南山區(qū)種植紫苜蓿 (Medicagosativa)、建植檸條 (Caraganakorshinskii) 是較好的生態(tài)重建和植被恢復(fù)方式。華娟[8]對(duì)寧夏山區(qū)天然草地封育、牧荒坡短期封禁草地和人工檸條的有機(jī)碳分布和固碳機(jī)制進(jìn)行了深入的研究，表明植被恢復(fù)措施能顯著提高土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性有機(jī)碳組分含量，植被的天然恢復(fù)更有利于提高穩(wěn)定性有機(jī)碳庫(kù)容。An等[9]研究表明植物根際土壤比非根際土壤更能增加諸如磷酸酶、核酸酶、轉(zhuǎn)化酶 (蔗糖酶)、脲酶、過氧化氫酶、芳基硫酸酯酶和蛋白酶的活性。這些研究表明，土壤蔗糖酶、脲酶、堿性磷酸酶和過氧化氫酶能很好地表征土壤碳、氮、磷的供應(yīng)程度、土壤腐殖化程度及有機(jī)質(zhì)的積累程度，對(duì)這幾種土壤酶活性的研究有助于深入了解植被恢復(fù)在土壤養(yǎng)分循環(huán)中的作用[10]。

選擇位于六盤山腹地的涇源縣六盤山鎮(zhèn)海子村為研究區(qū)，于2013年進(jìn)行不同植被恢復(fù)模式的設(shè)計(jì)并施工，在2017年調(diào)查分析不同植被恢復(fù)模式的土壤養(yǎng)分特征 (土壤全氮、堿解氮、速效磷、速效鉀和有機(jī)質(zhì)) 與土壤酶活性 (土壤蔗糖酶、過氧化氫酶、堿性磷酸酶和脲酶)。本研究旨在探究不同植被恢復(fù)模式對(duì)土壤養(yǎng)分與土壤酶活性的影響，篩選改良土壤效果良好的植被恢復(fù)模式，為寧夏生態(tài)脆弱區(qū)的植被恢復(fù)與生態(tài)建設(shè)提供參考。

1 研究區(qū)概況

海子流域位于涇河水系的頡河流域?qū)幭臎茉纯h北28 km處的六盤山鎮(zhèn)，為六盤山段東麓土石山林區(qū)，屬于黃土丘陵溝壑區(qū)的第二副區(qū)。地處東經(jīng)106°14′24″，北緯35°36′31″，流域地勢(shì)西北高、東南低，海拔為2 186～2 835 m，相對(duì)高差649 m。研究區(qū)多年平均氣溫5 ℃，多年平均蒸發(fā)量810 mm，多年平均降水量為602 mm。流域土壤類型為侵蝕黑壚土，土質(zhì)疏松，抗蝕性差。移民搬遷前，主要土地利用方式為耕地，尤其是坡耕地所占比重較大，林草土地面積較小，僅占土地總面積的15.9%。植被類型屬森林草原向干旱草原過渡，天然植被主要為低矮稀疏的草地，人工植被為稀疏的喬木及灌木，人工草地主要種植分散和小面積的紫花苜蓿。地貌類型以黃土梁峁侵蝕地貌為主，溝壑縱橫，梁峁相間，地形支離破碎，水土流失嚴(yán)重，多年平均侵蝕模數(shù)為3 500 t/(km2·a)[11]。

2 材料與方法

2.1 土樣采集

2017年9月，選取7種不同植被恢復(fù)模式作為研究對(duì)象。每種模式設(shè)置1個(gè)樣地，每個(gè)樣地按照S形進(jìn)行土壤樣品的采集，分0～20 cm和20～40 cm兩層采集土樣，將每個(gè)植被恢復(fù)模式的同一層土樣充分混勻，去掉石礫、動(dòng)植物殘?bào)w及雜質(zhì)。將土樣裝入自封袋內(nèi)帶回實(shí)驗(yàn)室，平均分成2份，一份風(fēng)干用于土壤養(yǎng)分指標(biāo)的測(cè)定，另一份存于4 ℃冰箱內(nèi)用于土壤酶活性的測(cè)定。

2.2 指標(biāo)測(cè)定方法

2.2.1土壤養(yǎng)分指標(biāo)測(cè)定

土壤有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法測(cè)定；土壤全氮含量采用HClO4—H2SO4消煮，凱氏定氮儀測(cè)定；堿解氮含量采用擴(kuò)散法測(cè)定；速效磷含量采用NaHCO3浸提，鉬銻抗比色法測(cè)定；土壤速效鉀含量采用NH4OAc浸提，火焰光度計(jì)測(cè)定[12]。每個(gè)處理測(cè)定3個(gè)平行樣本，每個(gè)樣本測(cè)定3次，結(jié)果取其平均值。

2.2.2土壤酶活性測(cè)定

蔗糖酶活性采用3.5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定，脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法測(cè)定，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測(cè)定，堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二納比色法測(cè)定[13]。每個(gè)處理測(cè)定3個(gè)平行樣本，每個(gè)樣本測(cè)定3次，結(jié)果取其平均值。

2.3 植被恢復(fù)模式設(shè)計(jì)

本研究選擇在海子流域移民后的同一緩坡梯田進(jìn)行植被恢復(fù)模式試驗(yàn)，從而排除地形因素影響。試驗(yàn)具體設(shè)計(jì)方案見表1。

表1 不同植被恢復(fù)模式基本信息Table 1 The information of different vegetation restoration models

2.4 分析方法

采用Excel和DPS 7.05軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計(jì)分析。不同植被恢復(fù)模式間土壤指標(biāo)的差異，采用完全隨機(jī)單因素方差分析；不同土層間土壤指標(biāo)比較采用配對(duì)t檢驗(yàn)進(jìn)行分析；不同指標(biāo)相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)系數(shù)進(jìn)行分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同植被恢復(fù)模式土壤養(yǎng)分特征

不同植被恢復(fù)模式土壤養(yǎng)分特征的方差分析結(jié)果見表2。

在II-1模式下0～20 cm土層土壤全氮含量最高，其次為CK，其他5種植被恢復(fù)模式間差異均不顯著。在20～40 cm土層中II-2模式全氮含量最高，其次為CK，III-2模式的土壤全氮含量最低。綜合比較表明CK在各土層均具有較高的土壤全氮含量，而其他人工配置模式在不同土層對(duì)土壤全氮影響不一。不同植被恢復(fù)模式間土壤堿解氮含量存在顯著差異，在0～20 cm土層中，II-1模式最高，CK含量最低，其他模式之間均無(wú)顯著差異；在20～40 cm土層中，II-2最高，III-2和CK模式含量較低。與土壤全氮結(jié)果不同，CK堿解氮含量均最低，說明在CK模式下全氮轉(zhuǎn)換為速效氮能力較低，而II-1模式和II-2模式分別在0～20 cm和20～40 cm的土層中具有較高的氮素轉(zhuǎn)換率。不同植被恢復(fù)模式間土壤速效磷含量存在顯著差異，在0～20 cm土層中，II-1和CK含量較高，其次為III-2和II-2模式，III-1、I-2和I-1模式均較低；在20～40 cm土層中，II-2模式速效磷含量最高，其次為CK，其含量顯著高于其他5種植被恢復(fù)模式。不同土層土壤速效磷含量最高的植被恢復(fù)模式與土壤全氮和堿解氮結(jié)果具有一致性，分別為II-1和II-2模式，說明這2個(gè)模式對(duì)土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)換優(yōu)于其他模式。

表2 不同植被恢復(fù)模式土壤養(yǎng)分特征Table 2 The soil nutrient character of different vegetation restoration models

注：不同字母表示同一土層中不同植被恢復(fù)模式間差異顯著 (P< 0.05)。

不同植被恢復(fù)模式土壤有機(jī)質(zhì)含量的方差分析表明，在0～20 cm土層中，II-1模式的土壤有機(jī)質(zhì)含量高于其他恢復(fù)模式，CK含量最低；在20～40 cm土層中，II-2模式的土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著高于其他模式，其他模式間差異不顯著，這表明這2種模式不僅促進(jìn)了土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化，也利于土壤有機(jī)質(zhì)的積累。不同植被恢復(fù)模式土壤速效鉀含量的方差分析表明，在0～20 cm土層中，III-2模式的速效鉀含量最高，其次為III-1和CK模式，II-1模式含量最低；在20～40 cm土層中，CK含量最高，其次為II-2、I-2、III-1和I-1模式，III-2和II-1模式土壤速效鉀含量較低。不同土層具有土壤速效鉀含量最高的模式與土壤全氮、堿解氮、速效磷、有機(jī)質(zhì)含量最高的模式不一致，表明地上植被可能對(duì)土壤速效鉀的影響較小。相同植被恢復(fù)模式不同土層間的土壤養(yǎng)分指標(biāo)的配對(duì)t檢驗(yàn)表明，不同土層間土壤養(yǎng)分含量差異不顯著。

3.2 不同植被恢復(fù)模式土壤酶活性

不同植被恢復(fù)模式的土壤酶活性的方差分析結(jié)果見表3。

表3 不同植被恢復(fù)模式土壤酶活性Table 3 The soil enzyme activity of different vegetation restoration models

模式蔗糖酶/(mg?g-1?d-1)0～20cm20～40cm過氧化氫酶/(mL?g-1?h-1)0～20cm20～40cm堿性磷酸酶/(mg?g-1?d-1)0～20cm20～40cm脲酶/(mg?g-1?d-1)0～20cm20～40cmI-17.75±1.36ab7.87±0.41c1.17±0.03a1.11±0.03a1.91±0.02a0.94±0.14a25.75±0.18a22.75±0.23abI-25.12±0.81b3.86±1.41d1.20±0.03a1.17±0.03a0.70±0.23b0.07±0.02c14.89±0.54b15.62±0.51cII-114.56±1.31a10.53±0.60bc1.17±0.03a1.17±0.03a0.54±0.11b0.95±0.31a19.65±1.94ab22.14±1.03abII-212.32±1.35ab18.23±0.85a1.20±0.03a1.20±0.03a0.28±0.15b0.20±0.06bc19.32±1.35ab18.72±2.05bcIII-115.18±3.36a12.83±0.95b1.11±0.03a1.08±0.06a0.41±0.21b0.80±0.05ab19.80±1.78ab22.74±0.36abIII-212.96±1.17ab7.82±0.58c1.17±0.03a0.38±0.03a0.87±0.26b0.52±0.08abc25.53±0.73a23.48±1.48aCK11.24±1.28ab8.78±0.48c1.17±0.03a1.11±0.03a1.07±0.09b0.77±0.16abc23.01±1.76a20.24±0.22ab配對(duì)t值0.962.241.140.35P值0.370.060.290.74

注：不同字母表示同一土層中不同植被恢復(fù)模式間差異顯著 (P< 0.05)。

在0～20 cm土層中，II-1和III-1模式的土壤蔗糖酶活性高于其他恢復(fù)模式，I-2模式活性最低，其他模式間土壤蔗糖酶活性無(wú)顯著差異。在20～40 cm土層中，II-2模式土壤蔗糖酶活性最高，I-2模式最低。不同土層土壤蔗糖酶活性最高的模式與土壤養(yǎng)分(堿解氮、速效磷、有機(jī)質(zhì))具有一致性，表明其變化可能與土壤養(yǎng)分的變化相關(guān)。在不同植被恢復(fù)模式下，在0～20 cm土層和20～40 cm土層中的土壤過氧化氫酶活性均沒有顯著差異，這說明本研究中植被恢復(fù)模式對(duì)過氧化氫酶的影響不大。不同植被恢復(fù)模式堿性磷酸酶活性的方差分析表明，在0～20 cm土層中，I-1模式活性為1.91 mg/(g·d)，顯著高于其他模式，在20～40 cm土層中，I-1和II-1模式的堿性磷酸酶活性高于其他植被恢復(fù)模式。I-2模式土壤堿性磷酸酶活性最低，僅為0.07 mg/(g·d)。不同植被恢復(fù)模式土壤脲酶活性在0～20 cm土層中存在顯著差異，I-1、III-2和CK模式土壤脲酶活性較高，I-2模式最低；在20～40 cm土層中，III-2模式土壤脲酶活性高于其他模式，而I-2模式活性最低?？梢钥闯鯥-1模式對(duì)促進(jìn)土壤堿性磷酸酶和脲酶活性作用高于其他模式，I-2模式在除過氧化氫酶以外的其他酶活性比較中均為最低，說明其促進(jìn)土壤酶活性的能力最弱。相同植被恢復(fù)模式不同土層間的土壤酶活性的配對(duì)t檢驗(yàn)表明，不同土層間土壤酶活性差異不顯著。

3.3 土壤養(yǎng)分與土壤酶活性的相關(guān)性分析

土壤養(yǎng)分與土壤酶活性間的相關(guān)性分析結(jié)果見表4。本研究中土壤蔗糖酶活性與土壤堿解氮含量、土壤速效磷含量、土壤有機(jī)質(zhì)含量均呈顯著正相關(guān)關(guān)系，而土壤過氧化氫酶活性、堿性磷酸酶活性和脲酶活性與土壤養(yǎng)分指標(biāo)均無(wú)顯著相關(guān)性。結(jié)合表2～3中土壤養(yǎng)分含量較高的植被恢復(fù)模式同時(shí)也具有較高的土壤酶活性的結(jié)果，部分印證了構(gòu)建植被恢復(fù)模式，通過植物影響土壤養(yǎng)分含量從而進(jìn)一步影響土壤酶活性的作用機(jī)理。

表4 土壤養(yǎng)分含量與土壤酶活性相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis between soil nutrient content and soil enzyme activity

注：*表示相關(guān)性顯著。

4 結(jié)論與討論

土壤養(yǎng)分含量的高低由兩方面因素決定，一方面是進(jìn)入土壤層的養(yǎng)分含量，另一方面是通過淋溶輸出土壤層的養(yǎng)分含量。植被對(duì)于增加土壤肥力方面具有重要作用，而不同植被類型土壤養(yǎng)分含量具有明顯差異。本研究選擇了同一坡面并且土壤養(yǎng)分含量相近的棄耕緩坡梯田進(jìn)行植被恢復(fù)模式試驗(yàn)，以減少地形、土壤異質(zhì)性等非植被因素的影響。研究表明生態(tài)移民后，棄耕地經(jīng)過4 a不同模式的恢復(fù)，其土壤養(yǎng)分和土壤酶活性產(chǎn)生顯著差異。不同植被恢復(fù)模式會(huì)對(duì)土壤養(yǎng)分特征產(chǎn)生不同的影響，研究發(fā)現(xiàn)II-1模式最利于土壤表層氮元素和有機(jī)質(zhì)的積累。雖然沒有進(jìn)行凋落物產(chǎn)量試驗(yàn)，但基于相同栽植密度，II-1模式土壤養(yǎng)分高于其他配置有針葉樹的植被恢復(fù)模式，很可能是旱柳和刺槐均為落葉樹種，其凋落物產(chǎn)量大，凋落的闊葉養(yǎng)分進(jìn)入表層被土壤微生物分解要較針葉更快，其養(yǎng)分積累優(yōu)于其他針闊混交的植被恢復(fù)模式[14]。而CK土壤養(yǎng)分含量較低，更有可能是沒有樹木形成林冠層的遮蔽，導(dǎo)致降雨對(duì)土壤養(yǎng)分的淋溶更高，不利于土壤養(yǎng)分積累。

土壤酶活性的變化與土壤地被覆蓋物的數(shù)量和質(zhì)量有關(guān)，而地被覆蓋物的種類和數(shù)量受不同植被類型及恢復(fù)年限等因素的影響，因而對(duì)土壤酶活性也有影響。不同植被恢復(fù)模式在0～20 cm和20～40 cm土層的土壤酶活性比較發(fā)現(xiàn)，I-1模式土壤磷酸酶和脲酶活性要優(yōu)于其他模式，I-1模式配置有3種喬木樹種，其樹種多樣性高于其他模式。有研究表明物種多樣性提高，能夠增加土壤微生物量和種類，從而促進(jìn)土壤的酶活性[15]。張笑培等[16]對(duì)黃土高原荊條 (Vitexnegundovar.heterophylla) 林、不同年限刺槐林、紫苜蓿地與農(nóng)地的對(duì)比研究表明，土壤蔗糖酶與土壤氮含量和有機(jī)質(zhì)含量密切正相關(guān)。這與本研究土壤蔗糖酶與土壤養(yǎng)分關(guān)系一致。III-1模式中刺槐和紫花苜蓿都是固氮植物[17]，并且生長(zhǎng)量大，使得更多的植物殘?bào)w進(jìn)入土壤提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，從而利于土壤蔗糖酶的積累。而I-2模式土壤酶活性 (除過氧化氫酶外) 均為最低，不利于土壤酶活性的提高，雖然有固氮植物，但該地段土壤容重過大，透氣性差抑制了土壤微生物活動(dòng)。

過氧化氫酶為氧化還原酶，它在植被恢復(fù)過程中的活性變化不同于蔗糖酶、磷酸酶和脲酶等水解酶[18]。本研究中也發(fā)現(xiàn)土壤過氧化氫酶在不同植被恢復(fù)模式和土層間均無(wú)顯著差異，表現(xiàn)出不同于其他土壤酶的穩(wěn)定性，也與土壤養(yǎng)分指標(biāo)無(wú)顯著相關(guān)性。黃懿梅等[19]研究認(rèn)為，隨著植被恢復(fù)年限的延長(zhǎng)，促使土壤有機(jī)碳積累增加，形成還原條件的土壤環(huán)境抑制了過氧化氫酶活性的增強(qiáng)。而蔡立佳等[20]研究發(fā)現(xiàn)，不同退耕年限楊樹林地過氧化氫酶活性顯著高于農(nóng)地，且隨著林地年限的延長(zhǎng)其活性逐漸增強(qiáng)。過氧化氫酶不同的變化情況說明在植被生態(tài)恢復(fù)過程中，植被類型選擇及退耕年限的確定對(duì)土壤過氧化氫酶活性的影響很大，而對(duì)于過氧化氫酶活性的異常變化需要進(jìn)行深入研究。

一般認(rèn)為，隨著植被恢復(fù)過程的不斷推進(jìn)，土壤表層枯落物厚度的增加使地表升溫，空氣熱交換高于深層土壤，因而表層土壤酶活性很高，使得土壤酶活性具有明顯的表聚效應(yīng)。劉飛渡等[21]發(fā)現(xiàn)，紅壤丘陵區(qū)0～40 cm土層的脲酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶活性隨土層深度的增加而逐漸下降。而本研究中土層間土壤養(yǎng)分特征和土壤酶活性沒有顯著差異，其原因可能是是生態(tài)移民前，耕作層 (一般低于40 cm) 長(zhǎng)期被翻耕，導(dǎo)致了土壤結(jié)構(gòu)層次被破壞，使得0～20 cm和20～40 cm土層差異不顯著。由于植物栽植時(shí)間只有4 a，不同植被恢復(fù)模式的植物根系及其分泌物對(duì)土壤養(yǎng)分和土壤酶活性的分層影響還未顯現(xiàn)出來(lái)。隨著植被恢復(fù)年限的延長(zhǎng)和淋溶作用，土壤分層結(jié)構(gòu)將趨于顯著[22]。因此，隨著植被恢復(fù)年限的增加，土壤酶活性的土層間差異將會(huì)顯著。

有研究認(rèn)為，因自然恢復(fù)其投入成本少，自然生長(zhǎng)的植物適應(yīng)力強(qiáng)，建議植被恢復(fù)建設(shè)以自然恢復(fù) (封育) 為主[23]。但本研究發(fā)現(xiàn)，部分人工配置的植被恢復(fù)模式其土壤養(yǎng)分積累和土壤酶活性優(yōu)于自然恢復(fù)模式。由于自然恢復(fù)初期植被一般以當(dāng)?shù)匾吧荼緸橹?，其物種生長(zhǎng)對(duì)土壤養(yǎng)分爭(zhēng)奪激烈，因此不利于土壤養(yǎng)分的積累和土壤酶活性的提高。為了構(gòu)建穩(wěn)定的土壤生態(tài)環(huán)境，可以采用人工定向恢復(fù)技術(shù)，構(gòu)建合理的喬灌草體系，進(jìn)而提高生態(tài)系統(tǒng)總體的生態(tài)效益。