苗 翻, 楊新國, 古君龍, 楊東東

(1.寧夏大學(xué) 西北土地退化與生態(tài)恢復(fù)國家重點實驗室培育基地, 銀川 750021;2.寧夏大學(xué) 退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建教育部重點實驗室, 銀川 750021;3.寧夏大學(xué) 西部生態(tài)與生物資源開發(fā)聯(lián)合研究中心, 銀川 750021)

短花針茅(Stipabreviflora)草地是寧夏鹽池縣荒漠草原地區(qū)一種重要的放牧草場類型，在放牧干擾情況下，往往面臨著比較嚴(yán)重的退化壓力，包括植叢小型化，覆蓋度和連續(xù)度的下降[1]，土壤風(fēng)蝕退化過程加強等[2]。表層土壤輕度沙化、短花針茅植叢空間分布破碎化是研究區(qū)短花針茅草地的一種典型的早期退化現(xiàn)象。在發(fā)生不可逆的嚴(yán)重沙化之前，破碎化點狀分布的短花針茅植叢與輕度沙化的土壤空間格局的相互作用，可能是影響草地在放牧干擾下系統(tǒng)穩(wěn)定性自我維持的一種關(guān)鍵生態(tài)學(xué)過程[3-4]。目前，我們對這種小尺度上植被與土壤相互作用的認識還不夠深入。

放牧干擾通常會加速生境破碎化，增大土壤異質(zhì)性；圍封則會促進草地植被恢復(fù)，降低土壤異質(zhì)性[5]。在干旱半干旱區(qū)，土壤養(yǎng)分與細顆粒物質(zhì)往往在灌叢下富集，引起明顯的“肥島”現(xiàn)象，尤其表現(xiàn)在土壤表層[6-7]。相關(guān)研究顯示：植物的演替與土壤性狀的變化存在互饋效應(yīng)，進而改變土壤顆粒組分與養(yǎng)分物質(zhì)的空間分布關(guān)系[8]，植物根系的分布狀況也會顯著影響土壤資源的分布[9]，有根系的地方明顯可以產(chǎn)生優(yōu)勢流，有利于土壤水分和養(yǎng)分物質(zhì)聚集遷移[6]，根區(qū)優(yōu)勢流往往導(dǎo)致土壤顆粒與養(yǎng)分物質(zhì)的再分配。韓鳳鵬等通過比較有根系和無根系的長芒草植被鄰近坡面發(fā)現(xiàn)，植叢根系可以提高土壤養(yǎng)分的運移，對土壤物理化學(xué)性質(zhì)影響非常明顯，特別是對0—20 cm土層[9]。因此，小尺度上土壤和植被的相互作用，特別是由于植叢本身及其根系分布對土壤物質(zhì)再分布的影響，可能是放牧干擾下草地穩(wěn)定性維持的一個重要途徑，但是由于植物類型、退化程度、生境條件的不同，這種作用的生態(tài)后果也不盡相同。本研究以放牧干擾下退化短花針茅草地為研究對象，以臨近的圍封恢復(fù)草地為對照(CK)，對比研究放牧干擾下短花針茅植叢邊緣以及叢外裸斑表層土壤顆粒組分和養(yǎng)分特征，分析其小尺度空間分布規(guī)律，及其相關(guān)關(guān)系在空間上的變化。旨在闡明：(1) 短花針茅植叢是否會起到局部抑制土壤退化的作用？(2) 在放牧干擾對上述生態(tài)過程產(chǎn)生何種影響？進而深化對小尺度植被與土壤相互作用格局與機制的認識，為荒漠草原早期退化短花針茅草地的優(yōu)化管理提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于寧夏回族自治區(qū)鹽池荒漠草原，北與毛烏素沙漠相連，南靠黃土高原，屬于典型的草原向荒漠草原的過渡地帶。受地理位置和氣候條件影響，該區(qū)域植被多樣性低，土壤嚴(yán)重貧瘠，生態(tài)系統(tǒng)脆弱較不穩(wěn)定。本區(qū)氣候?qū)儆诘湫偷闹袦貛Т箨懶詺夂?，年平均氣?8℃左右，最熱和最冷月是7月(平均氣溫22℃左右)和1月(平均氣溫于8℃左右)，年日照時數(shù)2 860 h，年均無霜期165 d，年均降水量280 mm，降雨量年際變率大，60%左右的降雨集中在每年的7—9月，年潛在蒸發(fā)量處于2 700 mm左右。地帶性土壤主要以灰鈣土(淡灰鈣土)為主，非地帶性土壤主要有風(fēng)沙土和草甸土等。該區(qū)植被類型以旱生和中旱生類型的草本和沙地小半灌木植被為主，主要優(yōu)勢植物種有苦豆子(Sophoraalopecuroides)、中亞白草(Penni-setumcentrasiaticum)、豬毛蒿(Artemisiascoparia)、牛枝子(Lespedezapotaninii)、草木樨狀黃芪(Astragalusmelilotoides)和阿爾泰狗娃花(Heteropappusaltaicus)等。

1.2 選擇樣地與樣品采集

1.2.1 樣地選擇 試驗樣地位于鹽池縣楊寨子村(37°49′N，107°27′E)，選取以短花針茅為優(yōu)勢種的自由放牧草地為研究對象，以圍欄封育為對照，構(gòu)成本研究的對比樣地體系。圍欄封育前，兩類試驗樣地都處于自由放牧狀態(tài)(1.5只羊/hm2)，放牧強度相對均一，在當(dāng)?shù)貙儆谥囟确拍了?。圍欄封育始?003年，之后沒有任何的放牧干擾，植被和土壤得以持續(xù)恢復(fù)。圍欄外則一直維持放牧利用，表層土壤沙化明顯，植被低矮稀疏。兩類試驗樣地內(nèi)各設(shè)置1個50 m×50 m的標(biāo)準(zhǔn)樣地作為試驗調(diào)查區(qū)，在標(biāo)準(zhǔn)樣地內(nèi)各隨機選取5個1 m×1 m的樣方(總共10個樣方)，調(diào)查樣地短花針茅群落的基本植被情況(表1)。

表1 圍封區(qū)和放牧區(qū)的短花針茅群落植被情況(均值±標(biāo)準(zhǔn)誤)

注：短花針茅是一種密叢型植物。

1.2.2 土壤樣品采集 2017年9月在每個隨機選取的10個植被調(diào)查樣方內(nèi)，隨機選定1叢短花針茅為對象，分別在植叢邊緣與叢外裸斑對表層0—14 cm深度范圍的土壤進行分層采樣，分層深度為0—2 cm，2—4 cm，4—6 cm，6—8 cm，8—10 cm，10—12 cm和12—14 cm共7層。土壤分層采樣使用特制的一體化分層土壤采集器完成(圖1)。該設(shè)備能夠一次完成所有分層土壤的采樣，提高了野外采樣的效率；同時避免逐次分層采樣時手工挖取土壤造成的誤差，保證了精細分層采樣時不同樣點之間深度的一致性。具體的采集步驟，首先沿植叢南北軸線和10 cm外叢外裸斑處挖兩個深20 cm，寬20 cm，長50 cm的作業(yè)槽，修整作業(yè)槽側(cè)壁的土壤斷面，分別將土壤采集器打入作業(yè)槽側(cè)壁，在作業(yè)槽南北兩側(cè)端面各取一次樣，并分層混合兩側(cè)土樣裝袋，分別為植叢邊緣和叢外裸斑每2 cm一層的土樣?？偣膊杉?40個土樣。

1.2.3 土壤樣品分析以及數(shù)據(jù)測定方法 采集的140個土壤樣本帶回實驗室陰干剔除可見的動、植物殘體和石塊后，分別進行土壤顆粒組分和土壤養(yǎng)分(有機碳和全氮)的測定。土壤顆粒組分(PSD)使用英國馬爾文公司的Mastersizer 3000激光衍射粒度分析儀進行測定，該型號粒度儀可自動測定土壤粒徑的體積百分比，粒度分析的粒徑范圍0.01～3 500 μm，重復(fù)性誤差±0.5%，準(zhǔn)確性誤差≤±1%；測定前土樣過2 mm的篩子，不需要進行預(yù)處理，直接上機測定；土壤顆粒組分分級采用美國制土壤顆粒組分分級標(biāo)準(zhǔn)，分為黏粒(<2 um)、粉粒(2～50 um)、砂粒(50～2 000 μm)[10-11]。土壤有機碳(SOC)使用日本島津TOC-L有機碳分析儀ssm-5000年固體模塊測定，該儀器采用680℃燃燒催化氧化法，測量范圍4 μg/L～30 000 mg/L；土壤全氮(TN)使用德國艾力蒙塔(vario MACRO cube )元素分析儀進行測定。土壤養(yǎng)分測定前運用球磨機研磨使其全部可以通過150目的篩子，土壤有機碳(SOC)稱量30 mg左右，土壤全氮(TN)稱量150 mg左右制樣，然后上機自動完成測定。

注：帶虛線面為封閉面，面ABCD和面EFGH為土壤斷面刀口面。

圖1 一體化分層土壤采集器示意圖

1.3 數(shù)據(jù)處理分析

所得試驗數(shù)據(jù)統(tǒng)一用Office Excel 2010進行數(shù)據(jù)錄制整理及圖表制作，采用SPSS 22.00統(tǒng)計軟件中的One-Way ANOVA和Peareson 相關(guān)分析方法分別進行方差分析和相關(guān)性分析。

植物群落計算其多樣性指數(shù)：計算物種重要值，Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)。各指數(shù)計算公式[12]如下：

物種的重要值(Ⅳ)=(相對蓋度+相對密度+相對頻度)/3

Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H1)：

H1=-∑(pi)lnpi

Pielou均勻度指數(shù)(E1)：

E1=H1/lnS

2 結(jié)果與分析

2.1 整體土層土壤顆粒組分、有機碳(SOC)和全氮(TN)的分異規(guī)律

分層土樣全部混合所得土樣(0-14 cm)的測定結(jié)果反映了整體土層的變化規(guī)律。如圖2所示，因生境不同土壤顆粒組分圍封區(qū)和放牧區(qū)存在顯著差異(p<0.05)，無論植叢邊緣還是叢外裸斑，圍封區(qū)的土壤黏粒含量(45.95%)遠高于放牧區(qū)(29.06%)，相應(yīng)地砂粒含量則是圍封區(qū)(29.07%)低于放牧區(qū)(42.46%)；圍封使植叢邊緣土壤黏粒含量顯著增高了16.69%，粉粒和砂粒顯著降低了3.50%，13.40%(p<0.05)。植叢邊緣與叢外裸斑無顯著差異(p>0.05)。

土壤SOC與土壤黏粒含量表現(xiàn)出相同的變化規(guī)律，圍封區(qū)和放牧區(qū)植叢邊緣的土壤SOC平均含量分別為0.72%和0.57%，圍封顯著提高了表層土壤SOC含量(p<0.05)，植叢邊緣與叢外裸斑無顯著差異(p>0.05)。土壤TN在各種生境之間都無顯著差異(p>0.05)，具有全局的均一性和穩(wěn)定性。

2.2 精細分層下土壤顆粒組分、有機碳(SOC)、全氮(TN)的分異規(guī)律

精細分層土樣的測定結(jié)果不但反映了不同生境之間土壤的分異規(guī)律，還進一步反映了其影響因素的作用深度。如圖3所示，無論植叢邊緣與叢外裸斑，圍封區(qū)上部0—12 cm土層黏粒含量顯著高于放牧區(qū)，砂粒含量顯著低于放牧區(qū)(p<0.05)；黏粒和砂粒僅在12—14 cm最下土層無顯著差異(p>0.05)；而粉粒在0—8 cm土層受圍封影響而顯著提高(p<0.05)，8—14 cm土層無顯著差異(p>0.05)。在放牧區(qū)和圍封區(qū)，植叢邊緣與叢外裸斑之間均無顯著差異(p>0.05)。圍封區(qū)植叢邊緣處0—2 cm，2—4 cm和12—14 cm土層的SOC顯著高于叢外裸斑(p<0.05)，但是放牧區(qū)植叢邊緣與叢外裸斑依然無顯著差異(p>0.05)。

同一生境下不同深度土樣之間的比較反映了土壤顆粒組分的垂直分異規(guī)律。如圖3所示，就圍封區(qū)而言，植叢邊緣與叢外裸斑的垂直分異規(guī)律基本一致，沒有明顯的突變層。黏粒含量表現(xiàn)出隨著土層加深而增大的趨勢，變化范圍為39.98%～50.60%，但在相鄰?fù)翆又g無顯著差異(p>0.05)；對放牧區(qū)而言，黏粒隨土層深度的變化略有不同，表現(xiàn)出一種突變模式：在0—10 cm上部土層基本保持在26.23%～26.83%，隨后陡然增高，在10—12 cm和12—14 cm 顯著提高到31.32%和40.2%(p<0.05)。砂粒的變化趨勢與黏粒相反，隨土層加深而遞減。粉粒含量的變化趨勢與砂粒相似，隨土層加深遞減，但變化的深度和范圍均小于砂粒。圍封區(qū)的變化集中在0—6 cm土層，變化范圍為28.34%～24.56%；在放牧區(qū)呈現(xiàn)出持續(xù)降低的趨勢，變化范圍為32.23%～22.55%。

注：圖中有4種生境：圍封區(qū)植叢邊緣、圍封區(qū)叢外裸斑、放牧區(qū)植叢邊緣和放牧區(qū)叢外裸斑；土壤顆粒組分體積百分含量(大寫字母表示不同生境條件下同一級顆粒組分的顯著性差異(p<0.05)，圖中有機碳和全氮(大寫字母表示不同生境處理下的含量顯著性差異(p<0.05))。

圖2 不同級土壤顆粒組分、有機碳和全氮百分含量分布特征

注：圖中有4種生境：圍封區(qū)植叢邊緣、圍封區(qū)叢外裸斑、放牧區(qū)植叢邊緣和放牧區(qū)叢外裸斑；土壤粒徑體積百分含量(大寫字母表示4種不同生境條件下同一級粒徑的顯著性差異(p<0.05)，圖中有機碳和全氮(大寫字母表示不同生境處理下的含量顯著性差異(p<0.05));小寫字母表示同一生境條件下隨土層加深含量變化的顯著性差異(p<0.05)。

圖3 土壤顆粒組分、有機碳(SOC)和全氮(TN)的垂直分布特征

圍封區(qū)SOC和TN隨土層加深的變化都不顯著(p>0.05)，但放牧區(qū)0—2 cm土層SOC表聚性突出，含量為0.79%，顯著高于其他土層(P<0.05)，TN在植叢邊緣呈現(xiàn)“V”形變化，在6—8 cm土層的含量僅為0.05%，顯著低于其他土層(p<0.05)。

2.3 土壤顆粒組分、有機碳(SOC)、全氮(TN)之間的相關(guān)關(guān)系

2.3.1 整體土層 對不同生境下土壤顆粒組分之間，及其與土壤SOC，TN之間進行了相關(guān)分析結(jié)果詳見表2。首先，圍封或放牧顯著影響著土壤顆粒組分的內(nèi)部構(gòu)成關(guān)系。圍封條件下黏粒、粉粒與砂粒之間普遍存在極顯著的負相關(guān)關(guān)系(p<0.01)，但在放牧條件下，粉粒與黏粒、砂粒的相關(guān)性喪失，僅黏粒和砂粒仍保持極顯著的負相關(guān)關(guān)系(p<0.01)，但是相對有所弱化。無論放牧還是圍封條件下，植叢的存在都沒有影響上述關(guān)系。其次，圍封區(qū)顆粒組分與SOC，TN的相關(guān)性都不顯著(p>0.05)，放牧區(qū)只有植叢邊緣的TN與黏粒極顯著的正相關(guān)關(guān)系，叢外裸斑的SOC與砂粒表現(xiàn)出極顯著的負相關(guān)關(guān)系(p<0.05)。

表2 不分層條件下顆粒組分和有機碳、全氮的相關(guān)分析

注：*為p<0.05顯著水平，**為p<0.01顯著水平。

2.3.2 分層土壤剖面 由表3看出，顆粒組分三大分級組分間的相關(guān)系數(shù)(R)值因生境不同而表現(xiàn)出完全不同的變化趨勢。圍封區(qū)不同級顆粒組分的相關(guān)關(guān)系隨土層深度的變化基本穩(wěn)定，特別是叢外裸斑處上下通體幾乎沒有任何變化，只是植叢邊緣的粉粒和砂粒的(R)值在0—2 cm和8—10 cm土層出現(xiàn)了兩個明顯的突變點，顯著性喪失。放牧區(qū)在12—14 cm土層黏粒和粉粒、粉粒和砂粒發(fā)生相關(guān)關(guān)系的逆轉(zhuǎn)，導(dǎo)致其垂直分布趨勢出現(xiàn)了明顯的變化；砂粒和黏粒的顯著負相關(guān)關(guān)系分布格局與圍封區(qū)基本一致，但下土層的變異性明顯加大。另外，放牧區(qū)黏粒和粉粒的(R)值顯著相關(guān)集中在2—8 cm土層，粉粒和砂粒集中在2—10 cm，0—2 cm和12—14 cm土層。所以，近地表的外因擾動和下層土壤性質(zhì)的變化改變了土壤內(nèi)部不同顆粒組分的構(gòu)成關(guān)系，從而呈現(xiàn)出隨土層深度變化不同的垂直變化趨勢。

顆粒組分與SOC的相關(guān)性一定程度上反映了SOC的形成與保存的土壤環(huán)境機制。首先，顆粒組分與SOC的相關(guān)性在垂直土壤剖面的分布變化不明顯，通體基本穩(wěn)定，生境因子影響不明顯。其次顯著相關(guān)集中出現(xiàn)在放牧區(qū)10 cm以下土層，包括10—12 cm土層黏粒和SOC的正相關(guān)，以及10—14 cm土層砂粒和SOC的負相關(guān)。結(jié)合顆粒組分和SOC絕對含量的變化，整體而言，SOC和黏?；蛏傲Ｔ谕寥乐械男纬煞植际莾蓚€相對獨立的過程。

就表(4) 不同級土壤顆粒組成與TN的R值：相對與SOC和顆粒組分的相關(guān)關(guān)系垂直分布規(guī)律，TN表現(xiàn)出了更大的變異性。圍封區(qū)2—8 cm土層植叢邊緣與叢外裸斑的土壤顆粒組分和TN的相關(guān)性呈現(xiàn)一種近乎相反的變化趨勢，植叢邊緣處的負相關(guān)和叢外裸斑的正相關(guān)，盡管這種相關(guān)性并不顯著(p>0.05)；放牧區(qū)植叢邊緣與叢外裸斑相關(guān)性趨勢基本一致，只是在個別土層出現(xiàn)了突變點。顯著相關(guān)主要集中在放牧區(qū)，包括6—14 cm土層砂粒和TN的顯著負相關(guān)(P<0.05)，8—10 cm土層粉粒和TN的及顯著正相關(guān)(P<0.01)，以及10—12 cm土層黏粒和TN的顯著正相關(guān)(p<0.05)。就與顆粒組分的相關(guān)性而言，TN的表現(xiàn)要好于SOC，說明TN的潛在來源與顆粒組成的相關(guān)性更高，而且這種關(guān)系主要針對的是下層受環(huán)境干擾較少的原生土壤。

表4 分層條件下顆粒組分和有機碳、全氮的相關(guān)分析

注：*為p<0.05顯著水平，**為p<0.01顯著水平。

3 討 論

過度放牧是干旱半干旱草地沙漠化的主要原因之一。放牧不僅影響草地植被的物種組成、群落結(jié)構(gòu)和生產(chǎn)力水平，同時也對草地生態(tài)系統(tǒng)的土壤物理結(jié)構(gòu)與化學(xué)性狀產(chǎn)生影響[13]，是荒漠草原土壤顆粒組分和養(yǎng)分分布改變的主要因素之一[14]。國內(nèi)外學(xué)者研究認為，在重度放牧強度下放牧通常會加大家畜對植被的干擾破壞，草地植被隨家畜啃食而減少；相比于圍欄封育地上植被覆蓋度、多度大大降低，地表的裸露程度增大，加速生境破碎化[5]。地表的裸露加大了風(fēng)沙活動，風(fēng)蝕作用的加強使得土壤表層細顆粒(黏粒(<0.01 μm))組分降低，促使土壤粗顆粒(砂粒(50<2 000 μm))儲存下來，進而改變土壤顆粒組分分布[15-16]。本研究中放牧干擾顯著降低了土壤黏粒組分，砂粒顯著提高(p<0.05)(圖1)，與前人研究結(jié)論基本一致[15]。土壤養(yǎng)分的變化是一個相對復(fù)雜的動態(tài)變化過程。國內(nèi)外學(xué)者針對放牧對土壤中養(yǎng)分(SOC和TN)含量的影響研究，由于研究對象、放牧管理方法、時間等方面的差異，所得到的結(jié)果不盡一致[17]。相關(guān)研究認為放牧對土壤SOC的影響受到植被和土壤的初始狀況、環(huán)境因素(水分和溫度)以及放牧情況(強度、頻率、持續(xù)時間和動物類型)等綜合因素的作用[18]。有些學(xué)者認為草原生態(tài)系統(tǒng)具有一定的彈性，適度放牧對土壤SOC無顯著影響[19]，有些則認為放牧顯著降低荒漠草原土壤SOC含量[20]。Frank等[21]發(fā)現(xiàn)與圍封禁牧相比，重度放牧并未使土壤SOC降低，其原因可能是因為食草動物排泄物的歸還使土壤表層速效養(yǎng)分增加，土壤的礦化作用加強。本研究中相比于圍欄封育，放牧干擾下土壤SOC顯著降低，土壤SOC的降低與土壤黏粒組分的降低趨勢相同。產(chǎn)生上述現(xiàn)象的原因是因為重度放牧使草地初級生產(chǎn)固定碳素的能力降低，并且家畜的采食凋落物和枯落物減少導(dǎo)致有機碳素由植物凋落物向土壤中輸入的減少，從而降低了土壤SOC的來源。家畜的過度踐踏破壞了土壤的物理性狀，促進草地土壤的呼吸作用，加速碳素由土壤向大氣釋放[22]，減少了土壤中的SOC儲量。本研究關(guān)于放牧對土壤中TN含量對放牧的響應(yīng)，發(fā)現(xiàn)土壤TN對生境環(huán)境的響應(yīng)并不敏感(圖2)，具有全局的穩(wěn)定性和均一性，重牧土壤TN并未降低。上述結(jié)果與安慧等[17]在2013年對寧夏鹽池縣荒漠草原的研究并不一致。原因或許與研究區(qū)放牧?xí)r間和管理方法的差異有關(guān)。一般而言，土壤黏粒分別與土壤SOC和TN呈顯著正相關(guān)關(guān)系，土壤黏粒組分的流失往往導(dǎo)致土壤SOC和TN的下降[16,23-24]，這與本研究結(jié)果有所不同。這或許表明在本研究(0—14 cm)土層的空間尺度上土壤TN的分布與變化可能是一個相對獨立的過程，短花針茅植叢作用下表層土壤質(zhì)地存在二次過程，受其他環(huán)境因子的影響更大，或者說土壤SOC和土壤TN在某種程度上的潛在來源存在明顯的區(qū)別，所以兩者與黏粒的相關(guān)關(guān)系的垂直變化趨勢也不盡相同。

植叢的存在是荒漠草原土壤沙漠化抑制的主要因素之一，顯著影響著地表以及地下生物、非生物資源的再分配[25]。在荒漠草原區(qū)植叢具有獨特斑塊狀分布特征[26]，不同植物土壤養(yǎng)分的空間分布存在明顯的異質(zhì)性，通常會發(fā)生明顯的“肥島”現(xiàn)象，隨植物中心向外逐漸降低[27]。本研究通過對重度放牧干擾下短花針茅植叢邊緣與叢間裸斑的土壤顆粒組分與養(yǎng)分(SOC和TN)分布的比較，發(fā)現(xiàn)在此環(huán)境下短花針茅植叢邊緣與叢外裸斑土壤顆粒組分、養(yǎng)分(SOC和TN)含量無顯著差異(表2)(p>0.05)，“肥島”效應(yīng)反饋并不明顯。相對于灌叢的“肥島”效應(yīng)，短花針茅植叢“肥島”效應(yīng)并不明顯，植叢的存在并沒有起到局部抑制草地土壤退化的作用，植叢對潛在的風(fēng)蝕物質(zhì)的攔截富集作用并不明顯[15,29]。與張生楹等對高寒牧區(qū)醉馬草草叢肥島效應(yīng)的研究結(jié)果不太一致[28]。主要原因由于植被類型、生境條件以及研究區(qū)植叢邊緣與叢外裸斑的距離和研究土層深度的不同所導(dǎo)致植物對土壤性質(zhì)的影響不同。或者說在放牧干擾下短花針茅植叢的“肥島”效應(yīng)可能存在更廣、更深的空間范圍，但具體原因可以考慮加大植叢邊緣與叢間裸斑的距離以及土層深度的研究。

荒漠草原由于放牧對植被的直接作用，間接導(dǎo)致土壤理化性質(zhì)的改變，不同土層土壤顆粒組分和養(yǎng)分(SOC和TN)有所差異。相關(guān)研究所示不同土壤利用下土層剖面各土層土壤母質(zhì)來源和質(zhì)地有所差異，呈現(xiàn)不同分布特點。在長期的放牧干擾和圍欄封育土壤利用下，不僅改變了土壤的自然環(huán)境形成條件，同時影響著土壤顆粒組分、土壤SOC的含量及其他理化指標(biāo)含量分布，各指標(biāo)性質(zhì)間的相互關(guān)系也隨之改變[30]。本研究中放牧干擾下隨土層加深植叢的存在僅TN 變化趨勢有所差異，其余顆粒組分和SOC都沒有顯著差異，顆粒組分與養(yǎng)分的顯著相關(guān)性出現(xiàn)于放牧干擾下。表明在此放牧干擾下土壤顆粒組分與養(yǎng)分的分布關(guān)系更為密切，短花針茅植叢的存在對不同土層SOC和TN的影響不同，而TN的分布與變化或許是一個相對獨立的過程，影響因素更為復(fù)雜。相比于圍欄封育，顆粒組分分布的變異從10 cm土層以下開始，SOC(0—2 cm)表聚型聚集，TN則在植叢邊緣“V”型(6—8 cm)分布特征，先降低后增高的趨勢。這是由于本研究在重度放牧干擾下10 cm土層以下的土壤顆粒組分含量基本不受外在作用力的影響，而是受穩(wěn)定原生母質(zhì)來源的影響[30]。本研究于7月份，植物生長最為茂盛，風(fēng)蝕作用相比于其他月份較小，土壤表層糞便中有機質(zhì)的轉(zhuǎn)換使得表層0—2 cm土層SOC含量增加。

由此可見，研究區(qū)的氣候環(huán)境條件、植叢種類及其空間分布格局等因素均會導(dǎo)致草地土壤性質(zhì)間的差異，小尺度植被和土壤間的互饋關(guān)系是多種環(huán)境因子交互作用的產(chǎn)物，全面揭示其形成機理，以及探討其對干旱與半干旱生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能與動態(tài)的影響，仍需要更系統(tǒng)研究。

4 結(jié) 論

(1) 黏粒(<2 μm)與砂粒(50～2 000 μm)的分布呈現(xiàn)相反趨勢，有機碳(SOC)與黏粒的分布變化規(guī)律一致，呈正相關(guān)關(guān)系，砂粒則呈負相關(guān)關(guān)系。放牧干擾顯著降低了整體土壤黏粒和SOC含量，對土壤TN無顯著影響。相比于圍封區(qū)，放牧干擾下土壤黏粒和粉粒含量在土層底層會出現(xiàn)突變型增大或者較??；土壤顆粒組分與養(yǎng)分(SOC和TN)的再分布基本是兩個相對獨立的過程。

(2) 放牧干擾下植叢的存在并沒有起到局部抑制土壤退化的作用，土壤SOC反而是圍封區(qū)植叢邊緣處淺層和下層SOC含量相對提高；圍欄封育確實推動了土壤黏粒的下行富集。