青藏高原東緣半濕潤沙地典型生態(tài)恢復(fù)模式的效果比較研究

胡金嬌, 周青平, 呂一河, 胡 健,*, 陳有軍, 茍小林

1 西南民族大學(xué)青藏高原研究院, 成都 610041 2 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 北京 100085 3 中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049

青藏高原被譽(yù)為“世界屋脊”、“地球第三極”和“亞洲水塔”,青藏高原生態(tài)屏障是“兩屏三帶”生態(tài)安全戰(zhàn)略格局中的重要組成部分[1- 2]。川西北高寒草地位于青藏高原東緣,是全國五大牧區(qū)之一,也是重要的水源涵養(yǎng)地[3- 4]。由于青藏高原草地生態(tài)系統(tǒng)的脆弱性和敏感性[5],受自然因素(氣候變化)、生物因素(鼠蟲害)、人為因素(過度放牧、草地開墾)長期的綜合影響[6- 7],該區(qū)域草地退化和沙化問題嚴(yán)重,導(dǎo)致生態(tài)環(huán)境惡化,畜牧業(yè)生產(chǎn)受到限制,這對中國乃至全球生態(tài)有著深遠(yuǎn)的影響[3,8]。因此,探索青藏高原典型生態(tài)恢復(fù)模式的恢復(fù)效果及優(yōu)化模式,對于區(qū)域生態(tài)安全屏障的構(gòu)建至關(guān)重要。

近年來,有關(guān)青藏高原東緣沙化草地的研究從沙化成因[9]、沙化治理[10- 11]、沙化特征[12- 13]、沙地恢復(fù)[14- 15]等方面做了大量工作,同時沙地生態(tài)恢復(fù)問題也引起了四川省和國家的高度重視,經(jīng)一些科研試驗(yàn)和多項(xiàng)治沙示范工程(全國防沙治沙示范區(qū)建設(shè)工程、省級沙化治理試點(diǎn)工程以及沙化治理示范縣自籌資金沙化治理工程等)的開展,主要形成了4種典型的生態(tài)恢復(fù)模式,包括封育模式、沙障模式、植灌模式、種草模式[16]。有關(guān)青藏高原東緣川西北沙地生態(tài)恢復(fù)模式的效果評價研究多集中于單一生態(tài)恢復(fù)模式不同恢復(fù)年限對植物群落和土壤理化性質(zhì)的影響[17- 18],對不同生態(tài)恢復(fù)模式的效果比較研究僅限于土壤單一養(yǎng)分、微生物生物量和酶活性的變化[19- 21],而將地上植物群落和土壤特征結(jié)合,評估典型生態(tài)恢復(fù)模式的恢復(fù)效果,以及生態(tài)恢復(fù)模式優(yōu)化研究較少。

植被恢復(fù)是生態(tài)恢復(fù)最直接的效果體現(xiàn),土壤養(yǎng)分的恢復(fù)是退化生態(tài)系統(tǒng)功能恢復(fù)的最重要的表現(xiàn),因此,植物群落特征和土壤理化性質(zhì)評價是生態(tài)恢復(fù)效果評價的重要內(nèi)容[22],綜合地上植物群落和地下土壤特征能更為有效地反映生態(tài)恢復(fù)效果。研究表明,生態(tài)恢復(fù)增加了地上植被蓋度、生物量和群落多樣性指數(shù)[23- 24],使土壤含水量、有機(jī)質(zhì)、全N、全P均呈不同程度的提高[25- 27]。本文以青藏高原東緣的川西北瓦切鄉(xiāng)典型沙地治理試驗(yàn)區(qū)為研究區(qū),以試驗(yàn)區(qū)外的重度沙化草地為對照(CK),研究試驗(yàn)區(qū)內(nèi)圍欄封育(Fencing enclosure, FE)、布設(shè)高山柳沙障(Salixcupularissandy barrier, SCSB)、布設(shè)高山柳沙障+種草(Salixcupularissandy barrier plus planting grasses, SCSBPPG)三種典型生態(tài)恢復(fù)模式對沙化草地植物群落和土壤理化性質(zhì)的影響,以期揭示典型生態(tài)恢復(fù)模式對草地群落和土壤理化性質(zhì)的恢復(fù)效果,為今后青藏高原高寒沙化草地的生態(tài)恢復(fù)治理模式選擇及優(yōu)化提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)樣地位于四川省阿壩藏族羌族自治州紅原縣瓦切鄉(xiāng)境內(nèi),地處青藏高原東緣,地理坐標(biāo)為33°10′N,102°37′E,平均海拔約3455 m。氣候?qū)俅箨懶愿咴疁貛Ъ撅L(fēng)氣候,春秋短促,長冬無夏。年均降水量約791 mm,降雨集中在5—10月,年均氣溫1.1℃,最冷月平均氣溫-10.3℃,最熱月平均氣溫10.9℃。土壤類型主要為高山草甸土、亞高山草甸土,有部分沼澤土及沼澤化草甸土[28],局部地區(qū)有沙化草甸、草地。植被以亞高山草甸為主,主要優(yōu)勢種有沙生苔草(Carexpraeclara)、垂穗披堿草(Elymusnutans)、賴草(Leymussecalinus)、淡黃香青(Anaphalisflavescens)等。研究區(qū)為瓦切鄉(xiāng)沙化治理試驗(yàn)區(qū),該試驗(yàn)區(qū)通過建立鐵絲圍欄進(jìn)行封育,封育面積達(dá)120 hm2,自1982年開始結(jié)合義務(wù)植樹活動,特別是2008年以來在流動沙地上連續(xù)10年補(bǔ)栽補(bǔ)植、近20年連續(xù)管護(hù),主要形成了以灌(高山柳(Salixcupularis)、沙棘(HippophaerhamnoidesL.))、草(燕麥(AvenasativaL.)、垂穗披堿草)為主的生態(tài)恢復(fù)模式。圍欄封育(FE)、布設(shè)高山柳沙障(SCSB)、布設(shè)高山柳沙障+種草(SCSBPPG)是該試驗(yàn)區(qū)長期實(shí)施的三種典型生態(tài)恢復(fù)模式。

1.2 樣地設(shè)置

本研究于2018年8月在紅原縣瓦切鄉(xiāng)沙化草地治理試驗(yàn)區(qū)設(shè)置樣地。參照GB19377—2003[29],以試驗(yàn)區(qū)外的重度沙化草地為對照(CK),選擇試驗(yàn)區(qū)內(nèi)環(huán)境條件(地形、土壤、氣候)基本一致并且恢復(fù)時間相當(dāng)?shù)膰鷻诜庥Ｊ?FE)、布設(shè)高山柳沙障模式(SCSB)、布設(shè)高山柳沙障+種草模式(SCSBPPG)治理下的沙地為研究樣地(圖1)。圍欄封育模式是輕度沙化草地在圍欄禁牧方式下治理,無人工補(bǔ)播;布設(shè)高山柳沙障模式是重度沙化草地在圍欄禁牧方式下,帶狀扦插高山柳,無人工補(bǔ)播;布設(shè)高山柳沙障+種草模式是重度沙化草地在圍欄禁牧方式下,帶狀扦插高山柳,人工混播多年生牧草垂穗披堿草、中華羊茅(Festucasinensis)。在重度沙化草地(CK)和圍欄封育模式(FE)治理下的沙地內(nèi)隨機(jī)選取3處代表性樣方作為重復(fù);布設(shè)高山柳沙障模式(SCSB)和布設(shè)高山柳沙障+種草模式(SCSBPPG)治理下的沙地內(nèi)分別設(shè)置5 m×5 m的大樣方,用于高山柳灌木調(diào)查,并在大樣方內(nèi)于灌木間隨機(jī)設(shè)置3處具有代表性的草地群落樣方作為重復(fù)。各樣地內(nèi)樣方面積大小為0.5 m×0.5 m,用于植物群落信息調(diào)查,對每一樣方草本的名稱、株數(shù)、高度和蓋度進(jìn)行統(tǒng)計(jì),灌木則測量高度和冠幅,詳細(xì)記錄各樣地環(huán)境概況和群落特征(表1)。

1.3 樣品采集與測定方法

植物地上生物量采用收獲法,在(0.5 m×0.5 m)樣方內(nèi)齊地剪下地上植物,帶回實(shí)驗(yàn)室,用烘箱105℃殺青30 min,75℃烘干至恒重即為草本群落地上生物量。在調(diào)查完植物群落特征的植物樣方內(nèi),去除土壤表層的枯枝落葉及腐殖質(zhì),隨機(jī)選擇三處取土,使用直徑為10 cm的土鉆分別采集0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤樣品,每層取3個重復(fù),揀去石塊、雜物及根系等,裝入自封袋貼上標(biāo)簽;另外用體積為100 cm3的環(huán)刀在對應(yīng)樣點(diǎn)同土層層次取3個重復(fù),用于測定土壤物理性質(zhì)。將土壤樣品帶回實(shí)驗(yàn)室,環(huán)刀內(nèi)土樣立即測定土壤容重、質(zhì)量含水量,密封袋內(nèi)土樣風(fēng)干后過1 mm篩,繼續(xù)保存于密封袋內(nèi),用于土壤pH、有機(jī)質(zhì)、全N、全P、全K的測定。

圖1 沙地不同生態(tài)恢復(fù)模式 Fig.1 Sandy land under different ecological restoration measuresCK: 重度沙化草地Control; FE: 圍欄封育模式Fencing enclosure; SCSB: 布設(shè)高山柳沙障模式Salix cupularis sandy barrier; SCSBPPG: 布設(shè)高山柳沙障+種草模式Salix cupularis sandy barrier plus planting grasses

表1 不同沙地生態(tài)恢復(fù)模式的環(huán)境概況與群落特征

灌木冠幅取灌木東西和南北方向的平均值,Margalef豐富度指數(shù)、Shannon-Weiner多樣性指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)等指標(biāo)參照數(shù)量生態(tài)學(xué)的計(jì)算公式計(jì)算[30]。土壤容重測定采用環(huán)刀法;土壤含水量的測定采用烘干法;土壤pH采用電位法;半微量凱氏法測定土壤全N含量;氫氧化鈉熔融-鉬銻抗比色法測定土壤全P量;土壤全K量測定采用氫氧化鈉熔融-火焰光度法[31]。

1.4 統(tǒng)計(jì)與分析

首先用Excel 2013對數(shù)據(jù)進(jìn)行初步整理,然后采用SPSS 24.0軟件對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)與分析。使用單因素方差分析檢驗(yàn)不同典型生態(tài)恢復(fù)模式下各類群落特征指數(shù)的差異以及不同恢復(fù)模式下0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤理化性質(zhì)的變化差異,并用Duncan法對不同典型生態(tài)恢復(fù)模式進(jìn)行多重比較,統(tǒng)計(jì)圖形在0rigin 9.0中繪制,顯著性水平設(shè)置為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 草地群落特征

不同生態(tài)恢復(fù)模式對沙化草地植物群落特征的影響如表2所示,典型生態(tài)恢復(fù)模式實(shí)施后,FE的草本植物群落恢復(fù)最明顯,其次是SCSBPPG,而SCSB變化不顯著。相較于CK,FE地上草本蓋度、生物量、Margalef豐富度指數(shù)、Shannon-Weiner多樣性指數(shù)分別顯著提高了90.33%、0.26 kg/m2、2.50、1.55(P<0.05),SCSBPPG的草本蓋度、生物量、Margalef豐富度指數(shù)、Shannon-Weiner多樣性指數(shù)顯著增加了75.00%、0.21 kg/m2、0.85、0.71(P<0.05),SCSB各植物群落指標(biāo)與CK相比差異不顯著(P>0.05)。三種典型生態(tài)恢復(fù)模式對Pielou均勻度指數(shù)影響均不顯著(P>0.05)。

表2 沙地不同生態(tài)恢復(fù)模式的草本植物群落特征

2.2 土壤物理性質(zhì)

圖2 不同生態(tài)恢復(fù)模式對土壤容重的影響 Fig.2 Effect of different ecological restoration measures on soil bulk density同一土層不同字母表示不同生態(tài)恢復(fù)模式間在0.05水平存在顯著性差異(P<0.05)

土壤容重是土壤的重要物理性質(zhì),受土壤孔隙度、土壤結(jié)構(gòu)和持水率等多個土壤物理指標(biāo)的影響[17]。三種生態(tài)恢復(fù)模式下沙地土壤容重的變化見圖2,結(jié)果表明沙化草地各土層土壤容重在1.25—1.77 g/cm3之間,與CK相比,三種生態(tài)恢復(fù)模式0—30 cm各土層土壤容重?zé)o顯著差異(P>0.05)。

土壤水分含量與植物的生長發(fā)育密切相關(guān),土壤含水量的多少直接影響沙地的恢復(fù)效果。三種生態(tài)恢復(fù)模式各土層土壤含水量均呈現(xiàn)出SCSBPPG>FE>SCSB的變化規(guī)律,且SCSBPPG的0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤含水量分別比SCSB顯著高14.60%、14.33%、0.90%(P<0.05) (圖3)。與CK相比,SCSBPPG和FE均顯著增加了0—10 cm土層土壤含水量(P<0.05),增加量分別為12.64%、9.13%,增幅達(dá)244.90%、176.92%;而10—20 cm、20—30 cm土層土壤水分變化無顯著差異(P>0.05)。SCSB的0—30 cm各土層土壤含水量相較于CK無顯著變化(P>0.05)。

2.3 土壤化學(xué)性質(zhì)

土壤pH是影響植物生長的重要因素,也是評價土壤恢復(fù)效果的重要指標(biāo)。研究區(qū)域土壤pH值在5.74—6.21之間,與CK相比,FE和SCSBPPG均顯著降低了0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土層土壤pH(P<0.05),SCSB對0—30 cm各土層土壤pH無顯著影響(P>0.05) (圖4)。

圖3 不同生態(tài)恢復(fù)模式對土壤含水量的影響 Fig.3 Effect of different ecological restoration measures on soil moisture content同一土層不同字母表示不同生態(tài)恢復(fù)模式間在0.05水平存在顯著性差異(P<0.05)

圖4 不同生態(tài)恢復(fù)模式對土壤pH的影響 Fig.4 Effect of different ecological restoration measures on soil pH同一土層不同字母表示不同生態(tài)恢復(fù)模式間在0.05水平存在顯著性差異(P<0.05)

土壤有機(jī)質(zhì)關(guān)系土壤肥力的高低,是植物營養(yǎng)的主要來源之一,對促進(jìn)植物的生長發(fā)育具有重要意義。結(jié)果顯示三種生態(tài)恢復(fù)模式0—30 cm各土層土壤有機(jī)質(zhì)含量從大到小順序?yàn)镕E、SCSBPPG、SCSB,且FE和SCSBPPG同層土壤有機(jī)質(zhì)含量均顯著高于SCSB(P<0.05) (表3)。與CK相比,0—10 cm土層中,FE、SCSBPPG土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著增加了186.38%、27.23%,SCSB顯著降低了41.91%(P<0.05);FE、SCSBPPG的10—20 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)分別顯著提高了243.62%、118.46%,SCSB顯著減少了30.87%(P<0.05);20—30 cm土層中,FE、SCSBPPG土壤有機(jī)質(zhì)含量顯著增加了193.73%、43.87%,SCSB顯著降低了47.41%(P<0.05)。土壤全N的95%以及全P的40%—60%來源于有機(jī)質(zhì)[32]。因此,有機(jī)質(zhì)的積累有助于土壤N、P含量的增加。三種生態(tài)恢復(fù)模式下沙化草地0—30 cm各土層土壤全N、全P含量與有機(jī)質(zhì)變化規(guī)律一致(表3)。相較于CK,FE的0—10 cm土層土壤全N、全P量分別顯著提高了85.37%、26.83%,SCSBPPG增加了4.88%、4.88%(P>0.05),SCSB顯著降低了36.59%、36.59%。10—20 cm土層中,FE土壤全N、全P量較CK顯著增加了93.94%、68.97%,SCSBPPG顯著提高了45.45%、41.38%,SCSB顯著降低了30.30%、31.03%(P<0.05)。FE的20—30 cm土層土壤全N、全P量較CK顯著增加了88.89%、10.53%,SCSBPPG的20—30 cm土層土壤全N較CK顯著增加了13.89%(P<0.05),全P量提高了2.63%(P>0.05)。SCSB的20—30 cm土層土壤較CK顯著降低了41.67%、52.63%(P<0.05)。三種生態(tài)恢復(fù)模式下土壤全K在0—30 cm各土層含量呈現(xiàn)出FE>SCSBPPG>SCSB的變化規(guī)律(表3)。FE表層土壤(0—10 cm)全K量較CK高3.91%,SCSB、SCSBPPG較CK顯著降低了19.29%、8.41%(P<0.05);FE顯著增加了10—20 cm土層土壤全K量,增幅達(dá)27.59%,SCSBPPG、SCSB對10—20 cm土層土壤全K量影響均不顯著,20—30 cm土層中,FE比CK顯著增加了8.72%,SCSBPPG較CK無顯著變化,SCSB顯著降低了8.87%(P<0.05)。

3 討論

3.1 生態(tài)恢復(fù)模式對植物群落的影響

地上植被的變化能直接反映沙地的生態(tài)恢復(fù)效果。本研究表明,圍欄封育和布設(shè)高山柳沙障+種草模式均顯著提高了沙化草地的群落蓋度、地上生物量、Margalef豐富度指數(shù)和Shannon-Weiner多樣性指數(shù)。此結(jié)果與其他青藏高原地區(qū)的研究結(jié)果一致[24,33],這可能是由于圍欄封育減輕了牛、羊等大型動物的啃食和踩踏,促進(jìn)了地上植物的正常生長,改善了土壤環(huán)境。此外,圍欄對雨水的截流作用有利于地上植物群落的建成與恢復(fù)[34]。植被恢復(fù)使得植被蓋度和地上生物量增加,進(jìn)而提高群落的豐富度指數(shù)和多樣性指數(shù)[35]。而布設(shè)高山柳沙障+種草模式中高山柳沙障能夠增加地表粗糙度,降低近地面風(fēng)速,有助于固定風(fēng)沙,減少風(fēng)沙對地上植被的損害,且高山柳灌木的“肥島”效應(yīng),加快了地上植物群落的建成,有助于提高植被覆蓋度、地上生物量和物種多樣性[36-37]。另一方面,人工種草使地上植物種類增加,地表凋落物增多,進(jìn)一步促進(jìn)了沙地植物群落的重建,提高了群落多樣性指數(shù),有利于地上生物量的積累[38]。布設(shè)高山柳沙障雖然減少了外源風(fēng)沙的危害,但由于沒有人工種植新的草種,地上植物群落難以建成,因而未能明顯改善沙地地上植物群落覆蓋狀況。

表3 不同生態(tài)恢復(fù)模式對土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

3.2 生態(tài)恢復(fù)模式對土壤物理性質(zhì)的影響

土壤容重和土壤含水量的變化是土壤質(zhì)地和地上植被的綜合反映。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示,三種生態(tài)恢復(fù)模式同土層土壤容重相較于對照無顯著差異,這與其他研究結(jié)果不同[17,39],布設(shè)高山柳沙障+種草模式0—30 cm各土層土壤含水量最高,其次是圍欄封育模式,布設(shè)高山柳沙障模式土壤含水量最低。土壤容重變化不明顯的原因可能是三種生態(tài)恢復(fù)模式下的植被恢復(fù)未能使土壤機(jī)械組成發(fā)生較大變化,且砂質(zhì)土壤持水率低,保水、蓄水能力差,因而生態(tài)恢復(fù)未能明顯改變沙地土壤的容重,這與地上植被能加大土壤孔隙度,提高土壤含水量并不矛盾。布設(shè)高山柳沙障+種草模式和圍欄封育模式的實(shí)施提高了土壤的保水能力,一定程度上削弱了土壤水分的蒸發(fā),這一點(diǎn)與史長光等[17]的研究相符。此外,由于高山柳灌叢冠幅大,具有良好的遮陽效果且對雨水具有截留作用,與植被蓋度高但無灌叢的圍欄封育模式相比,可以更為有效的減少水分的損失。有研究表明灌叢“肥島”效應(yīng)能在水平方向上使土壤水分發(fā)生變化,導(dǎo)致土壤水分在灌叢內(nèi)聚集,而灌叢外部水分降低[40],這也就是布設(shè)高山柳沙障恢復(fù)沙地灌叢間的土壤水分反而比重度沙地草地低的原因。另外,由于布設(shè)高山柳沙障恢復(fù)沙地的植物群落尚未建成,地表裸露,水分容易蒸發(fā)和流失。

3.3 生態(tài)恢復(fù)模式對土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

土壤理化性質(zhì)決定著地上植被的生長與分布,地上植物群落又反作用于土壤,有利于土壤質(zhì)量的改善[24,41]。土壤pH和土壤養(yǎng)分是評價土壤肥力的重要指標(biāo),土壤pH的高低和土壤養(yǎng)分含量的多少與地上植物的生長密切相關(guān)。本研究表明,與對照相比,圍欄封育和布設(shè)高山柳沙障+種草均顯著降低了0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm土壤pH,增加了土壤有機(jī)質(zhì)和全N、全P含量,這與其他研究結(jié)果相同[25- 26]。三種生態(tài)恢復(fù)模式0—30 cm各土層土壤有機(jī)質(zhì)、全N、全P含量變化規(guī)律一致,均表現(xiàn)為圍欄封育模式>布設(shè)高山柳沙障+種草模式>布設(shè)高山柳沙障模式,與對照相比,圍欄封育和布設(shè)高山柳沙障+種草均提高了土壤有機(jī)質(zhì)和全N、全P量,而布設(shè)高山柳沙障降低了以上指標(biāo)含量。圍欄封育模式和布設(shè)高山柳沙障+種草模式土壤pH降低的原因可能是沙地地上生物量的增加,提高了凋落物的積累,從而改變了表層土壤酸堿性[41]。在無外源肥料添加的情況下,土壤有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分均取決于植物有機(jī)物的投入,由于圍欄封育和布設(shè)高山柳沙障+種草模式使地表植被覆蓋度增加,地上生物量提高,凋落物積累加大,有利于土壤有機(jī)質(zhì)的形成[41- 42]。而土壤有機(jī)質(zhì)和全N、全P顯著相關(guān),且有機(jī)質(zhì)的增加提高了土壤微生物活性,因而也促進(jìn)了全N、全P量的積累[17]。另一方面,圍欄封育模式減少了CO2和N2O的排放,有利于土壤C、N的儲存[43]。由于布設(shè)高山柳沙障+種草模式下沙地的植被蓋度低于圍欄封育模式,且高山柳灌木對有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分的吸收利用,改變了土壤養(yǎng)分的水平變化[40],導(dǎo)致灌叢間土壤有機(jī)質(zhì)含量和全N、全P含量均低于圍欄封育模式。而布設(shè)高山柳沙障模式因植物群落尚未建成,地表凋落物稀疏,加之高山柳灌木的迅速生長吸收了大量養(yǎng)分,因而較對照降低了灌叢間土壤有機(jī)質(zhì)和N、P量,導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)和全N、全P含量均低于其他兩種生態(tài)恢復(fù)模式,這與Deng等[44]造林會降低土壤全P含量的研究結(jié)果一致,何佳等[45]的研究也發(fā)現(xiàn)20—60 cm沙地高山柳土壤全P含量隨恢復(fù)年限增加而降低的現(xiàn)象。三種恢復(fù)模式的土壤全K量與其他養(yǎng)分變化規(guī)律一致,依然表現(xiàn)出圍欄封育模式最大,其次是布設(shè)高山柳沙障+種草,布設(shè)高山柳沙障最小。與對照相比,僅圍欄封育模式顯著增加了10—20 cm、20—30 cm土壤全K量,而其他兩種恢復(fù)模式無明顯變化。這可能是因?yàn)橥寥廊獽來自于土壤母巖中的含鉀礦物,分布相對均勻,但圍欄封育模式治理下的沙地?zé)o高山柳灌木吸收利用鉀,導(dǎo)致該模式下的土壤全K含量高于其他兩種恢復(fù)模式。綜上所述,圍欄封育模式和布設(shè)高山柳沙障+種草有利于土壤養(yǎng)分的改善,但兩者生態(tài)恢復(fù)模式長期的效果比較研究有待進(jìn)一步探討,此外,圍欄封育年限并非越長越好[24,39],布設(shè)高山柳沙障與種草相結(jié)合治沙模式的影響機(jī)制還需長期定位觀測來進(jìn)一步解釋。

4 結(jié)論

本研究表明,(1)圍欄封育模式的地上草本蓋度、生物量、Margalef豐富度指數(shù)和Shannon-Weiner多樣性指數(shù)分別顯著提高了13.54倍、13倍、3.09倍和1.80倍,且布設(shè)高山柳沙障+種草模式的這些指標(biāo)分別顯著提高了11.24倍、10.50倍、1.05倍和0.83倍,促進(jìn)了沙地地上植物群落的恢復(fù)。(2)三種生態(tài)恢復(fù)模式對沙地土壤容重的影響不顯著,布設(shè)高山柳沙障+種草恢復(fù)模式最有利于提高土壤的保水能力,其次是圍欄封育恢復(fù)模式,而布設(shè)高山柳沙障模式因高山柳的“肥島”效應(yīng)改變了土壤水分的空間分布,降低了灌叢間的土壤含水量。(3)圍欄封育和布設(shè)高山柳沙障+種草恢復(fù)模式均增加了土壤有機(jī)質(zhì)和全N、全P量,且在土層10—20 cm增幅最大,圍欄封育模式的最大增幅分別為243.62%、93.94%、68.97%,布設(shè)高山柳沙障+種草恢復(fù)模式的最大增幅分別118.46%、45.45%、41.38%,圍欄封育的增加效果最好,布設(shè)高山柳沙障一定程度上降低了土壤有機(jī)質(zhì)和全量養(yǎng)分含量。因此,圍欄封育模式是治理青藏高原東緣輕度沙化草地的有效手段,而中度和重度沙化草地的生態(tài)恢復(fù)通過布設(shè)植物沙障與種草相結(jié)合的方式更有利于青藏高原沙化草地的恢復(fù),可為沙地的恢復(fù)治理和可持續(xù)管理提供依據(jù)。