趙晨光， 李慧瑛， 魚騰飛， 陳薇宇， 謝宗才， 張斌武， 張 軍

（1.阿拉善盟林業(yè)草原研究所，內蒙古 阿拉善 750306；2.中國科學院西北生態(tài)環(huán)境資源研究院阿拉善荒漠生態(tài)水文試驗研究站，甘肅 蘭州 730000；3.內蒙古巴丹吉林自然保護區(qū)雅布賴工作站，內蒙古 阿拉善 737300）

荒漠化是困擾全球的主要環(huán)境問題之一［1］，而人工植被恢復是干旱、半干旱區(qū)荒漠化防治的重要途徑之一［2］。相較于傳統(tǒng)的植苗造林，飛播造林因具有速度快、范圍廣、省勞力、投入少、能深入人煙稀少的偏遠地區(qū)等優(yōu)勢［3］，成為我國干旱、半干旱區(qū)一項快速而有效的生態(tài)恢復措施。阿拉善盟地處亞洲大陸腹地，境內分布著巴丹吉林、騰格里和烏蘭布和三大沙漠，境內沙化土地面積約占國土面積的73.67%，沙化土地治理任重而道遠［4］。自1984年在騰格里沙漠東緣的頭道沙子飛播花棒、沙拐棗和籽蒿獲得成功以來［4］，截至2019 年底，已成功飛播造林41.2×104hm2，覆蓋度在30%以上的保存面積達到了24.5×104hm2［5］。阿拉善地區(qū)飛播造林具有歷時長、面積大、自然環(huán)境條件復雜等特點［6］，是干旱區(qū)（降水量100～250 mm）飛播造林的典型區(qū)域。因此，深入研究飛播造林對土壤理化性質的影響，對指導干旱區(qū)人工植被建設具有重要的理論與實踐意義。

已有大量研究表明：傳統(tǒng)的植苗造林能夠顯著改變干旱沙區(qū)土壤的理化性質［7-9］。首先，人工植被建植后沙地土壤黏粒和粉粒顯著增加，土壤質地明顯改善［9-13］。例如，巴丹吉林沙漠西南緣梭梭人工建植46 a 后，冠層下和冠層外表層0～10 cm 黏粒分別增加了5.8%和3.9%，粉粒分別增加了4.6%和4.4%［10］；騰格里沙漠東南緣草方格+人工植被建植46 a 后，表層0～20 cm 黏粒增加了11.0%，粉粒增加高達22.6%［13］。可見，人工植被修復對土壤理化性質的影響存在明顯的區(qū)域差異。其次，隨著土壤黏粒、粉粒含量的增加，土壤容重降低［12-14］，土壤含水量增加［14］。上述研究大多集中在人工植苗造林對土壤理化性質的影響方面，而就飛播造林對土壤理化性質的研究相對較少，如錢洲等［15］對半干旱區(qū)毛烏素沙地飛播造林后土壤性質變化進行了研究。因此，以騰格里沙漠東北緣1984—2018年飛播植被群落為研究對象，調查典型年份飛播群落的植被和土壤狀況，分析干旱沙區(qū)飛播造林對土壤物理性質的影響，以闡明飛播造林群落植被-土壤系統(tǒng)演變規(guī)律。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于賀蘭山以西的騰格里沙漠東北緣（圖1），地形由東南向西北傾斜，屬賀蘭山洪積扇邊緣，地勢開闊，銜接起伏的沙丘，地表風蝕作用強，主要以固定、半固定沙地為主［6］；土壤類型以非地帶性風沙土為主，土壤質地均為砂土；氣候屬典型的溫帶大陸性氣候，據(jù)研究區(qū)周邊3 個國家基準氣象站（阿拉善左旗、吉蘭泰和巴彥淖爾公）1978—2017年氣象資料，該區(qū)年均降水量在100～200 mm之間，平均為142.0 mm，降雨主要集中在6—9月，約占全年的62%；年均氣溫為8.7 ℃，7月最高氣溫可達41.1 ℃，1月最低氣溫達-34.4 ℃；年均風速為7.1 m·s-1，春季和冬季大風天數(shù)居多，最大風速可達26 m·s-1。

研究區(qū)原生植被以旱生草本植物為主，如沙米(Agriophyllum squarrosum)、沙 蒿(Artemisia desertorum)、沙鞭(Psammochloa villosa)等。自1984 年飛播造林實施以來，植被主要以飛播引種的次生植被花棒(Hedysarum scoparium)、沙拐棗(Calligonum mongolicum)、籽蒿(Artemisia sieversiana)等灌木為主，并伴有蒙古蟲實(Corispermum mongolicum)、蒙古韭(Allium mongolicum)、豬毛菜(Salsola collina)、砂藍刺頭(Echinops gmelini)、霧冰藜(Bassia dasyphylla)、小葉棘豆(Oxytropis microphylla)、拐軸鴉蔥(Scorzonera divaricata)、針茅(Stipa capillata)等草本。

1.2 試驗設計

于2021 年6—7 月在植物生長旺季選擇7 個不同年份的飛播區(qū)：2021 年（CK）、2018 年（3 a）、2016年（5 a）、2010 年（11 a）、2004 年（17 a）、2001 年（20 a）和1984 年（37 a）為調查樣地，以周邊未飛播流動沙地為對照組（CK）（圖1）。每個年份的飛播區(qū)內按照2～3 km 間距布設30 m×30 m 重復樣地5 個，總計布設樣地35個。每個樣地內沿著西南-東北對角線設立10 m×10 m 調查樣方3 個，作為飛播區(qū)內植物群落特征、土壤理化性質等調查的基本單元。研究區(qū)不同恢復年限的飛播群落植被狀況及地表形態(tài)特征見表1，其中，灌木層組成由優(yōu)勢灌木多度歸一化得到，灌木高度為飛播灌木各樹種的平均值，灌木層蓋度以測定的冠徑按圓形計算面積除以樣方面積得到，海拔為調查點周邊200 m 半徑范圍內數(shù)字高程模型（DEM）提取的平均值和標準差，景觀照片為無人機拍攝。

表1 研究區(qū)調查樣地的植被組成及地表形態(tài)特征Tab.1 Vegetation composition and surface morphological characteristics of sample site

圖1 研究區(qū)位置及調查樣地布設Fig.1 Location of the study area and investigation plot setting

每個調查樣方內，人工開挖1 m 深度土壤取樣坑，按照0～10 cm、10～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm 和80～100 cm 分6層取樣。每層采用體積為100 cm3的環(huán)刀取原狀土以測定土壤飽和含水量、土壤干容重和飽和入滲率；采用體積為50 cm3的鋁盒取新鮮土樣用0.01 g精度電子秤現(xiàn)場測定土壤鮮重。同時，采用土壤取樣袋取新鮮土樣約500 g帶回實驗室以測定土壤理化性質。

1.3 土壤物理性質測定

所有土壤鮮土樣品帶回實驗室后，將同一樣地內3份樣品采用4分法各取1/4組成混合樣，置于室內經(jīng)自然風干后，過2 mm土壤篩，除去樹根、葉片等雜物，取10 g左右用于土壤粒徑組成的測定。土壤粒徑（以體積分數(shù)計）采用激光粒度儀測定（Mastersizer2000）。土壤粒徑組成采用美國農(nóng)業(yè)部分類系統(tǒng)標準分為7級：黏粒（＜2 μm）、粉粒（2～50 μm）、極細砂粒（50～100 μm）、細砂粒（100～250 μm）、中砂粒（250～500 μm）、粗砂粒（500～1000 μm）和極粗砂粒（1000～2000 μm)，后5個混合為砂粒（50～2000 μm）［16］。

土壤鋁盒樣品帶回實驗室在105 ℃下烘至恒重，測定干重和鋁盒重量后計算土壤含水量，即土壤質量含水量。土壤干容重采用環(huán)刀法測定，即土壤干容重等于原狀土烘干至恒重時的質量除以環(huán)刀的體積。將含土環(huán)刀用于土壤飽和含水量的測定。首先，將含土環(huán)刀帶孔一側用吸水濾紙包裹后浸泡12 h，然后從水中取出靜置至環(huán)刀內無水溢出，即認為土壤完全飽和，測定鮮重；在105 ℃下烘至恒重，測定土壤干重和環(huán)刀重，而后計算得到飽和含水量。

土壤飽和入滲率采用DIK-4012入滲儀測定［17］。首先，將含土柱環(huán)刀帶孔一側用吸水濾紙包裹后，將環(huán)刀的1/2浸泡在水里，期間不斷取出稱重，直至環(huán)刀土重量達到恒重。將環(huán)刀放置在入滲儀上記錄樣品的入滲量（Q，mL）和入滲時間（t，s），飽和入滲率（K，cm·s-1）使用達西公式計算：

式中：A為土柱橫截面積（19.6 cm2）；ΔH為水頭差（取6.8 cm，水槽液面水位）；L為土柱高度（5.1 cm）。

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)值采用均值±標準誤（Mean±S.E.）表示。首先，采用單因素方差分析（One-Way ANOVA）和Tukey真實差異顯著性檢驗（Tukey’HSD），比較不同恢復年限土壤物理性質組間的差異（n=5）。然后，采用一般線性模型（GLM）分析不同恢復年限土壤物理參數(shù)變化趨勢，并采用t檢驗確定變化趨勢的顯著性。最后，采用Spearman相關系數(shù)計算各指標間相關性，采用雙尾t檢驗顯著性（P=0.05）。以上所有分析均在SPSS 19.0 統(tǒng)計軟件中完成，所有繪圖在Sigplot 14.0和R語言軟件中完成。

2 結果與分析

2.1 土壤粒徑組成

土壤質地改良是荒漠化土地生態(tài)修復的第一目標，而土壤顆粒組成變化又是土壤形成、發(fā)育及進化的標志［11］。與干旱區(qū)其他造林方式相比，飛播造林顯著增加了土壤黏粒和粉粒（圖2a）。相較于CK，1 m深度內黏粒20 a后從0增加至0.2%，但年際差異不顯著（P=0.234）；而粉粒20 a 后顯著增加至2.5%，37 a 與20 a 無顯著差異。這一結果與已有研究一致，但黏粒和粉粒增加的幅度要低于其他飛播沙區(qū)或人工造林區(qū)［9-12,14-15,18］。例如，騰格里沙漠東南緣（沙坡頭）草方格+人工造林30 a后土壤黏粒和粉粒相較于對照組分別增加了1.3%和22.7%［11］；烏蘭布和沙漠東緣人工造林28 a 后土壤黏粒由0.2%增加到3.0%，粉粒由11.3%增加到40.7%［18］；半干旱區(qū)毛烏素沙地飛播造林17 a后0～40 cm黏粒增加了5.3%，其中，表層增加尤為明顯（11.1%）［15］。由此可見，人工植被修復對于土壤質地的改良存在區(qū)域差異，研究區(qū)低的黏粒和粉?？赡芘c該區(qū)降水少、沙丘形態(tài)起伏大、風沙活動強烈有關。

隨著黏粒和粉粒的增加，飛播區(qū)土壤中的砂粒明顯減少，但各粒徑的砂粒變化存在迥異的趨勢（圖2b）。研究區(qū)土壤砂粒主要以細砂粒和中砂粒為主，約占總粒徑組成的80%，而極細砂粒、粗砂粒和極粗砂粒不足10%。隨著植被恢復年限的增加，極細砂粒呈先增加后減少的趨勢，20 a 播區(qū)顯著高于CK 和其他播區(qū)，37 a 和5 a、11 a 和17 a 播區(qū)無顯著差異；細砂粒隨植被恢復年限的增加而減少，37 a播區(qū)最低，顯著低于其他播區(qū)，5 a、11 a和20 a播區(qū)無顯著差異，但顯著高于17 a播區(qū)。中砂粒呈先減少后增加的趨勢，3 a 播區(qū)顯著高于其他播區(qū)，37 a與對照組無顯著差異，11 a和20 a播區(qū)最低，顯著低于其他播區(qū)。粗砂粒呈波動變化趨勢，37 a 播區(qū)最高，顯著高于其他播區(qū)，5 a、11 a和20 a播區(qū)無顯著差異，CK最低。極粗砂粒變化呈先增加后減少的趨勢，5 a和11 a最高，17 a、20 a和37 a相對較高，無顯著差異，3 a 和CK 無顯著差異，接近于0。綜上所述，飛播造林減少了沙區(qū)土壤粒徑占比最高的細砂粒，與CK相比，37 a的播區(qū)細砂粒減少了27.1%，極細砂粒和中砂粒分別增加了7.6%和1.3%。這一結果與騰格里沙漠東南緣草方格+人工固沙植被細砂粒的變化不同，該區(qū)細砂粒最初是增加的，30 a 后才減少了15%；而中砂粒持續(xù)減少，30 a 后減少了約30%［9］。由此可見，不同造林方式對土壤質地的改良效果存在巨大的差異，短期內飛播群落內土壤黏粒和粉粒的增加是有限的，但對土壤中占比最高的細砂粒的消減作用是顯著的。

圖2 土壤粒徑組成隨植被恢復年限的變化Fig.2 Change of soil particle size composition with vegetation restoration ages

不同深度的土壤粒徑組成以細砂粒和中砂粒為主（圖3）。隨著植被恢復年限的增加，不同深度的細砂粒均有所減少，粒徑較小的黏粒、粉粒和極細砂粒及粒徑較粗的粗砂粒和極粗砂粒均有不同程度的增加，中砂粒先減小后增加。相較于對照組（CK），37 a播區(qū)的細砂粒0～10 cm土層下降的最多，從65.9%下降至35.7%，下降了32.4%，其次是深層80～100 cm 和40～60 cm，分 別 下 降 了28.2%和27.3%，而10～20 cm 下降最少，僅23.5%。中砂粒含量隨著造林年份的增加，不同深度表現(xiàn)出分異的趨勢：10～20 cm 和60～80 cm 呈增加趨勢，其余各層均下降，其中80～100 cm下降最大，為4.3%。不同深度土壤粒徑組成另一個主要的變化是黏粒（除10～20 cm 外）和粉粒均有所增加，其中，深層60～80 cm 和80～100 cm 黏粒和粉粒增加最為明顯，黏粒分別增加了0.4%和0.6%，粉粒分別增加了4.7%和4.9%。

圖3 不同深度土壤粒徑組成隨植被恢復年限的變化Fig.3 Soil particle size composition at different depths changed with vegetation restoration ages

不同深度的粗砂粒均呈明顯的增加趨勢，其中，表層0～10 cm 增加最多，為19.2%，10～60 cm 大致相當，平均為15.6%，深層60～100 cm增加最少，平均為12.0%；同樣，極粗砂粒含量也有類似的趨勢，表層0～10 cm 增加了1.3%，10～60 cm 增加了0.5%，深層60～100 cm幾乎不變。這一趨勢與細砂粒含量變化相反，說明粗砂粒的增加可能是引起細砂粒減少的相對變化。GLM 分析結果表明（表2）：隨著植被恢復年限的增加，60～80 cm 和80～100 cm 的黏粒和粉粒含量顯著增加；極細砂粒增加不顯著，細砂粒減少也不顯著，但粗砂粒在40～60 cm 處顯著增加，其余各層增加不顯著；極粗砂粒在表層0～40 cm增加，在40～100 cm減少，均不顯著（P＞0.05）。

表2 不同深度飛播群落土壤粒徑組成隨植被恢復年限變化的GLM分析Tab.2 GLM analysis of soil particle size composition at different depths changed with vegetation restoration ages for aerial-seeding biocoenosis

2.2 土壤其他物理性質變化

受土壤粒徑組成變化的影響，不同恢復年限的土壤質量含水量、飽和含水量、干容重、飽和入滲率也存在顯著差異（圖4）。隨著植被恢復年限的增加，土壤1 m深度內質量含水量先減少后增加，20 a和37 a的土壤質量含水量相對較高，穩(wěn)定在1.6%左右（圖4a），這與2 個播區(qū)黏粒和粉粒含量較高的結果一致（圖2a）。與之不同的是，土壤飽和含水量呈顯著減少趨勢（斜率為-1.49，P＜0.05），這與土壤中砂粒含量的變化趨勢一致，20 a 播區(qū)飽和含水量最高，17 a 播區(qū)最低。土壤干容重變化趨勢（圖4c）與飽和含水量相反，呈逐年增加趨勢，20 a 的播區(qū)最低，顯著低于其他年份。飽和入滲率存在明顯的分異特征（圖4d），對照組和3 a 的播區(qū)顯著高于其他年份，這可能與兩地土壤近乎由砂粒（約為100%）組成有關。同樣，20 a播區(qū)飽和入滲率最低，顯著低于其他年份，但除了對照組和3 a播區(qū)外，其他年份差異不顯著。

圖4 土壤物理性質隨植被恢復年限的變化Fig.4 Soil hydraulic characteristics changed with vegetation restoration ages

土壤干容重的變化趨勢與已有研究結果不一致［12,14］，原因可能是：隨著飛播區(qū)植被蓋度和高度的增加（表2），地表粗糙度增加，表層土壤中較細的顆粒被風吹蝕帶走，粗砂粒被保留下來，這可以從37 a播區(qū)中表層粗砂粒含量最大得到證實；另外，對照組和3 a播區(qū)不同深度極粗砂粒極低，不足0.1%，但在最初的10 a 表層0～20 cm 是明顯增加的，而后才開始下降（圖2）。從不同恢復年限的景觀圖和實際調查來看，最初的播區(qū)是很少見到草本的，也沒有類似人工栽種區(qū)草方格的阻擋，地表裸沙明顯，較細的顆粒被風吹走（表2）。另外，據(jù)不同粒徑土壤組分風蝕的風洞實驗［19］結果顯示：隨著風速的增加，中砂粒、細砂粒和極細砂粒的風蝕量迅速增加，而研究區(qū)多年平均風速為7.1 m·s-1，為風蝕創(chuàng)造了條件。因此，筆者認為，土壤干容重隨著植被恢復年限的增加而升高是因粗砂含量增加引起的，而粗砂含量的增加是風蝕作用的結果。

不同造林年份土壤水力特征參數(shù)變化存在明顯的垂直分異（表3）：表層0～20 cm土壤質量含水量在不同年份存在極顯著差異，且呈增加趨勢，深層20～100 cm 質量含水量均呈減小趨勢，平均減少了0.6%，這與灌木根系的吸水深度大致相當，說明土壤含水量的減少是由植被耗水引起的，這對于土壤含水量極低的沙區(qū)影響顯著。相較于對照組，20 a后0～10 cm 和10～20 cm 土壤質量含水量分別增加0.8%和0.7%，平均增加了0.7%，這對于淺根系的草本植物生長具有重要意義。不同深度飽和含水量有增有減，但趨勢不顯著；不同深度土壤干容重幾乎無顯著變化，而飽和入滲率呈減少趨勢。

表3 不同深度土壤水力特性隨飛播年份變化的One-Way ANOVA和GLM分析Tab.3 One-Way ANOVA and GLM analysis of soil hydraulic characteristics changed with the aerial-seeding ages for different depths

2.3 土壤物理性質的關聯(lián)

綜上所述，飛播造林顯著影響著干旱沙區(qū)的土壤顆粒組成和物理性質。Spearman 相關分析表明（圖5）：中砂粒和飽和入滲率、粗砂粒、干容重三者之間顯著正相關（P＜0.01），而與極細砂粒、極粗沙粒、黏粒、粉粒及細砂粒之間呈顯著負相關（P＜0.001）。土壤質量含水量和飽和含水量與中砂粒無顯著相關，而與干容重呈顯著負相關（P＜0.01）。土壤干容重與飽和含水量、細砂粒、土壤質量含水量呈顯著負相關（P＜0.01），而與粗砂粒和中砂粒含量呈顯著正相關（P＜0.01）。由此可見，土壤干容重的增加是細砂粒含量減少引起的，土壤干容重是反映土壤結構、透氣透水性能、土壤養(yǎng)分狀況等的重要指標，含礦物質多而結構差的土壤（如砂土）一般在1.4～1.7之間，本研究中平均土壤干容重為1.63 g·cm-3，這與陳聞等［20］對毛烏素沙地花棒群落的測定結果一致。另外，干容重與粗砂粒含量呈顯著的正相關進一步證明了干容重增加是由粗砂粒含量增加引起的。隨著土壤中細顆粒成分的增加、土壤干容重增加，導致土壤飽和含水量顯著下降（圖5）。土壤質量含水量除受到土壤自身的物理特性（干容重）的影響外，還與植被生長密切相關。隨著植被生長、枯枝落葉增加，輸入土壤的有機質增加，土壤表層含水量將增加［21］。

圖5 飛播群落土壤物理性質之間的關系Fig.5 Relationship among soil physical characteristics of aerial-seeding community

植被與土壤是一個互饋的過程。隨著植被恢復年限的增加，土壤表層大氣降塵、枯落物增加，生物過程（細菌、放線菌和真菌的繁殖）加強，促進了表層土壤的成土過程［22］。反過來，表層土壤生物化學過程的演變也影響著植被的演替。一方面，隨著表層土壤黏粒、粉粒、有機質含量等的增加，土壤表層形成生物結皮，提高了表層土壤的持水能力和含水量［19］；研究區(qū)20 a播區(qū)的表層土壤飽和含水量高于流動沙地（CK）約2.7%也證明了這一點。隨著表層持水能力的增加，隱花植物和淺根系的草本植物構成的草本層片逐步形成［21］。另一方面，隨著表層土壤的改良，有效降水很難入滲補給深層土壤，深層土壤含水量隨著植被恢復年限的增長而減少，深根系的灌木對水分利用的競爭加劇，使得群落內飛播的深根系灌木物種減少甚至退出。本研究中土壤含水量的變化存在垂直分異，20 a 播區(qū)深層（40～100 cm）含水量減少0.7%，淺層含水量（0～40 cm）增加0.6%，這可能導致群落從單一的灌木層片結構演替為灌木層、草本層和藻類、苔蘚等隱花植物結皮層組成的復雜結構［23］。

3 結論

荒漠化和土地沙化是一個全球性的環(huán)境問題，人工植被恢復是目前防治土地沙化的重要方式之一，深刻理解人工植被恢復過程中土壤理化性質的變化是認識生態(tài)恢復與治理成效的重要方面。飛播造林因具有速度快、范圍廣、省勞力、投入少、能深入偏遠地區(qū)等優(yōu)勢，成為我國干旱、半干旱區(qū)一項快速而有效的生態(tài)恢復措施。隨著飛播區(qū)植被恢復年限的增長，沙地土壤質地得到一定改善，黏粒、粉粒和極細砂粒增加，但這一增加量與其地飛播區(qū)（如毛烏素沙地）或其他造林方式（草方格+植苗造林）相比明顯偏低，說明飛播造林對沙地土壤質地的改良作用在短期內是有限的。與人工栽植喬木或灌木不同，飛播結合圍欄封育的植被恢復更接近于半自然狀態(tài)，因此對土壤理化性質的影響相對遲緩。另外，土壤含水量的變化存在垂向分異特征，深層含水量減少，淺層含水量增加，這一差異可能導致植物群落由灌木向草本的演替。綜上所述，飛播造林對干旱沙區(qū)土壤改良具有一定的正效應，但這種正效應在短期內是有限的，土壤質地的變化導致土壤水分狀況發(fā)生垂直分異，土壤干容重增加，飽和含水量和飽和入滲率下降，提高了土壤的保水能力，增加了土壤水分的有效性。