陰山北麓農(nóng)牧交錯(cuò)區(qū)不同棄耕演替時(shí)期土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)

烏云嘎，鄭佳華，李邵宇，邢佳慶，趙天啟，喬薺瑢，張 峰，張 彬，王占海，趙萌莉

（1.內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草原與資源環(huán)境學(xué)院, 內(nèi)蒙古 呼和浩特 010019；2.內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草地資源教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,內(nèi)蒙古 呼和浩特 010019；3.呼倫貝爾市農(nóng)牧技術(shù)推廣中心, 內(nèi)蒙古 呼倫貝爾 021008）

我國(guó)草地面積近4 億hm2，占國(guó)土面積41.7%[1]，其中，內(nèi)蒙古草地面積占全國(guó)草原總面積的22%，是我國(guó)北方重要的生態(tài)安全屏障[2]。陰山北麓位于內(nèi)蒙古高原的東南部和黃土高原的北部，面積6 ×104km2，是我國(guó)北方典型的農(nóng)牧交錯(cuò)帶，具有極重要的生態(tài)和經(jīng)濟(jì)價(jià)值[3-4]。內(nèi)蒙古荒漠草原與典型草原主要分布于陰山山脈以北的烏蘭察布高原，是生態(tài)環(huán)境的脆弱帶，對(duì)土地利用方式十分敏感。近50 年以來(lái)，在人口增加、農(nóng)產(chǎn)品需求增長(zhǎng)和經(jīng)濟(jì)發(fā)展的驅(qū)動(dòng)下，陰山北麓農(nóng)牧交錯(cuò)區(qū)開(kāi)墾現(xiàn)象日漸嚴(yán)重，由此帶來(lái)的環(huán)境惡化愈加強(qiáng)烈[5]。相關(guān)研究表明，草地開(kāi)墾會(huì)導(dǎo)致生物多樣性喪失[6]，植被類型減少[7]，土壤性質(zhì)劣化，甚至?xí)淖儾莸厣鷳B(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能，致使區(qū)域土地退化和環(huán)境惡化[8]。由于生態(tài)形勢(shì)嚴(yán)峻，我國(guó)自1999 年起在北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶實(shí)施退耕還林工程為主的生態(tài)修復(fù)工作，旨在通過(guò)人工種植或自發(fā)恢復(fù)等方式，恢復(fù)植被和退化的生態(tài)系統(tǒng)，提高土壤質(zhì)量，進(jìn)而達(dá)到生態(tài)治理最終目標(biāo)[9-10]。近年來(lái)，棄耕演替相關(guān)研究逐漸受到多數(shù)國(guó)內(nèi)外學(xué)者關(guān)注，但大多集中于高原[11-12]、森林生態(tài)系統(tǒng)[13-14]，或者草甸草原[15-16]，關(guān)于荒漠草原與典型草原棄耕演替進(jìn)行的研究則多集中于植物群落的變化[17-18]和土壤理化性質(zhì)變化[19-20]，有關(guān)棄耕演替過(guò)程中土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)的研究較少。

土壤質(zhì)量代表土壤的物理、化學(xué)和生物特性，是確?？諝夂退踩沫h(huán)境質(zhì)量，提供營(yíng)養(yǎng)，維護(hù)動(dòng)物和人類安全的健康質(zhì)量的綜合體[21]。只有對(duì)所在區(qū)域土壤進(jìn)行準(zhǔn)確的質(zhì)量評(píng)價(jià)，才能合理地評(píng)估土壤質(zhì)量狀況，從而對(duì)該地區(qū)土壤進(jìn)行科學(xué)管理[22]。由于土壤系統(tǒng)的復(fù)雜性，無(wú)法直接測(cè)量土壤質(zhì)量本身，但可以通過(guò)測(cè)量土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)性質(zhì)的指標(biāo)進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)其土壤質(zhì)量[23]。Nadal-Romero等[24]在歐洲比利牛斯山脈的一項(xiàng)研究結(jié)果表明，土壤有機(jī)碳是影響土壤質(zhì)量的主要指標(biāo)，經(jīng)過(guò)50 多年的棄耕后，棄耕地土壤質(zhì)量與草甸草原沒(méi)有顯著差異。Turan 和Filiz[25]在土耳其半干旱地區(qū)的研究得出結(jié)論，棄耕10 年后土壤性質(zhì)有所改善。關(guān)于內(nèi)蒙古陰山北麓農(nóng)牧交錯(cuò)帶荒漠草原與典型草原在自發(fā)恢復(fù)下是否能夠達(dá)到穩(wěn)定的天然草地狀態(tài)及其需要多長(zhǎng)時(shí)間恢復(fù)鮮有報(bào)道。因此，探究棄耕地次生演替過(guò)程中土壤理化性質(zhì)的變化，明晰自發(fā)恢復(fù)對(duì)土壤質(zhì)量的影響，可以為草原區(qū)棄耕地生態(tài)恢復(fù)與可持續(xù)利用提供理論依據(jù)。

基于以上研究背景，為了評(píng)價(jià)不同類型草原棄耕地土壤質(zhì)量的恢復(fù)能力，本研究采用Walker 等[26]提出的空間序列代替時(shí)間序列的方法研究棄耕演替，此方法代替?zhèn)鹘y(tǒng)的演替研究避免了需要在同一地點(diǎn)進(jìn)行連續(xù)多年的直接觀測(cè)，對(duì)內(nèi)蒙古陰山北麓荒漠草原與典型草原土壤理化性質(zhì)進(jìn)行研究，利用主成分分析法對(duì)土壤質(zhì)量進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)，目的在于弄清棄耕演替過(guò)程中兩種草地類型棄耕地土壤理化性質(zhì)如何變化，并計(jì)算兩種草地類型棄耕地在不同棄耕年限下的土壤質(zhì)量變化趨勢(shì)，為棄耕地的恢復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

于2019 年在中國(guó)內(nèi)蒙古農(nóng)牧交錯(cuò)帶進(jìn)行，荒漠草原區(qū)棄耕地位于內(nèi)蒙古呼和浩特市武川縣西北部(41°09′ N, 111°45′ E)，屬中溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均降水量和氣溫分別為250 mm 和1.6 ℃，棄耕前耕作物種及方式為小麥(Triticum aestivum)、燕麥(Avena sativa)、油菜(Brassica napus)輪作?；哪菰膬?yōu)勢(shì)種為無(wú)芒隱子草(Cleistogenes songorica)、冷蒿(Artemisia frigida)等，土壤類型為淡栗鈣土。

典型草原棄耕地位于內(nèi)蒙古錫林郭勒盟多倫縣，地處內(nèi)蒙古錫林郭勒盟的南端陰山北麓東端(42°15′ N, 116°48′ E)，氣候?qū)僦袦貛О敫珊迪虬霛駶?rùn)過(guò)渡的大陸性氣候，年平均降水量和氣溫分別為385 mm 和1.6 ℃，棄耕前耕作物種及方式為小麥、燕麥、玉米(Zea mays)輪作。其優(yōu)勢(shì)種為糙隱子草(Cleistogenes squarrosa)、羊草(Leymus chinensis)等，土壤類型為砂質(zhì)栗鈣土。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究通過(guò)走訪、調(diào)查、查閱相關(guān)林業(yè)和草原局備案資料，分別選擇地形一致，棄耕前耕作方式基本一致，土壤類型、質(zhì)地與周邊相鄰的天然草地一致，而且自棄耕以來(lái)未受到任何干擾的荒漠草原與典型草原樣地，選取同向、坡度一致的1999－2019年 (棄耕20 年，ab20)、2004－2019 年 (棄耕15 年，ab15)和2014－2019 年 (棄耕5 年，ab5)棄耕地和未棄耕的農(nóng)田(農(nóng)田，F(xiàn)armland)，并選擇土壤類型相同的天然草地(天然草地，NG)作為對(duì)照，5 種處理，各4 次重復(fù)，各重復(fù)樣地間距離小于5 km (圖1)。

圖1 樣地點(diǎn)位圖Figure 1 The location of the study area

1.3 土壤取樣及測(cè)定

1.3.1 土壤取樣

2019 年8 月份分別在兩個(gè)草地類型下3 個(gè)演替序列(5 年、15 年、20 年)及農(nóng)田、天然草地進(jìn)行采樣。分別在每個(gè)處理內(nèi)設(shè)置距離大約為5 km 的4 個(gè)采樣點(diǎn)，每個(gè)采樣點(diǎn)中設(shè)置3 個(gè)100 m × 100 m的大樣方，從中隨機(jī)選取10 個(gè)1 m × 1 m 的樣方進(jìn)行土壤樣品采集，共1 200 個(gè)樣方。這些取樣點(diǎn)具有相同的地形以及土壤條件，可以代表?xiàng)壐赝寥览砘再|(zhì)的總體變化。各樣方設(shè)置5 個(gè)取樣點(diǎn)，采用內(nèi)徑為5 cm 的土鉆對(duì)0－10 cm 土壤表層進(jìn)行取樣，為降低土壤異質(zhì)性造成的誤差，將5 個(gè)取樣點(diǎn)采集的土壤樣品混合為1 個(gè)樣品，共1 200 份土壤樣品。此外，在每個(gè)100 m × 100 m 的樣方中分別使用環(huán)刀(容積100 cm3，內(nèi)徑5.0 cm，高5.0 cm)采集土壤樣品，測(cè)其含水量及容重，共120 個(gè)環(huán)刀。

1.3.2 指標(biāo)測(cè)定計(jì)算

將野外用環(huán)刀取回的土樣在室內(nèi)進(jìn)行處理后測(cè)定土壤飽和導(dǎo)水率、最大持水量、毛管持水量、田間持水量、土壤含水量、土壤容重及孔隙度：將環(huán)刀上、下蓋取下，換上墊有濾紙的底蓋后，稱量此環(huán)刀加濕土質(zhì)量；將裝有濕土的環(huán)刀取去上蓋使其帶有網(wǎng)孔并墊有濾紙的一端向下放入平底盆中，注入并保持盆中水層的高度至環(huán)刀上沿為止，使其吸水12 h，水平取出，立即倒置，進(jìn)行稱量，記為A；將稱量后的環(huán)刀，使帶有網(wǎng)孔并墊有濾紙的一端向下放置在平底盤(pán)中12 h，取出稱量，記為B；再將稱量后的環(huán)刀繼續(xù)放置在平底盤(pán)中，保持一晝夜，稱重，記為C。結(jié)果計(jì)算：

式中：A為浸潤(rùn)12 h 后環(huán)刀 + 濕土重(g)；B為平底盤(pán)中放置12 h 后的環(huán)刀 + 濕土重(g)；C為平底盤(pán)中放置一晝夜后環(huán)刀 + 濕土重(g)；W為環(huán)刀中的干土重(g)；Wh為環(huán)刀重(g)。

土壤飽和導(dǎo)水率計(jì)算公式：

式 中：Ks 為 飽 和 導(dǎo) 水 率 (cm·s-1)；Q為 流 量(mL)；L為飽和土層厚度(cm)；S為環(huán)刀橫截面積(cm2)；t為滲透過(guò)水量Q所需的時(shí)間(s)；h為水層厚度(cm)。

利用烘干法測(cè)定土壤含水量：取一定量新鮮土樣放入鋁盒稱質(zhì)量后，在105 ℃下連續(xù)烘干8 h 再稱質(zhì)量，計(jì)算土壤含水量。

式中：w為含水率(%)；g0為鋁盒質(zhì)量(g)；g1為鋁盒 +濕土質(zhì)量(g)；g2為鋁盒 + 烘干土樣品質(zhì)量(g)。

采用環(huán)刀法測(cè)定土壤容重及孔隙度；土壤全氮、全磷、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量采用AA3 流動(dòng)分析儀測(cè)定；有機(jī)碳含量采用重鉻酸鉀容量法－外加熱法測(cè)定；采用pH 計(jì)測(cè)定土壤pH；每份土壤樣品重復(fù)測(cè)定4 次。

使 用 相 對(duì) 反 應(yīng) 指 數(shù)(relative response indices，RRI)[27]來(lái)描述棄耕地和天然草原之間植被和土壤特征的相似性。計(jì)算公式如下：

式中：Cc 為棄耕農(nóng)田土壤特征值；Cg 為天然草地土壤特征值。

RRI的取值范圍為-1～1。RRI越接近0，說(shuō)明棄耕地與天然草地相似性越高，|RRI|越接近1，相似性越低。

1.3.3 土壤質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)方法

本研究選取15 個(gè)指標(biāo)作為土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)因子，其中包含物理指標(biāo)含水量、最大持水率、毛管持水率、田間持水率、毛管孔隙度、非毛管孔隙度和飽和導(dǎo)水率，化學(xué)指標(biāo)pH、容重、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、全氮、有機(jī)碳、全磷和有效磷。使用SPSS 軟件通過(guò)KMO 檢驗(yàn)法和Bartlett 球形檢驗(yàn)法進(jìn)行因子分析的適用性檢驗(yàn)。計(jì)算得出荒漠草原與典型草原KOM值分別為0.735、0.699，說(shuō)明指標(biāo)間存在一定的相關(guān)性，Bartlett 球形檢驗(yàn)結(jié)果分別為228.653、362.757，Sig 值均為0.000，說(shuō)明各個(gè)指標(biāo)之間存在相關(guān)性，可以進(jìn)行主成分分析。選擇特征值大于1 的主成分，由相關(guān)系數(shù)法確定指標(biāo)權(quán)重，計(jì)算各指標(biāo)相對(duì)得分。根據(jù)因子成分矩陣除以相應(yīng)特征值的算術(shù)平方根算出因子權(quán)重，再將因子得分帶入各個(gè)主成分得分方程式中計(jì)算不同地表類型土壤質(zhì)量的得分F，得到不同地表類型草地土壤質(zhì)量綜合得分，進(jìn)行土壤質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用Excel 2019 對(duì)野外調(diào)查和室內(nèi)測(cè)定所獲數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和處理，使用SPSS 25 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，其中采用One-way ANOVA 分析兩種草地類型不同棄耕年限對(duì)各指標(biāo)的影響，處理間多重比較使用Duncan 檢驗(yàn)(α=0.05)。使用SPSS 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行KMO 檢驗(yàn)和Bartlett 球形檢驗(yàn)，確定適用主成分分析法后，對(duì)原始數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理。對(duì)15 個(gè)土壤理化性質(zhì)進(jìn)行主成分分析。運(yùn)用Origin 2021 進(jìn)行可視化處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 荒漠草原和典型草原棄耕地土壤物理性質(zhì)時(shí)間變化特征

隨著棄耕演替進(jìn)行，荒漠草原土壤容重顯著降低(P＜ 0.05)，典型草原土壤容重在棄耕15 年樣地中顯著低于農(nóng)田(P＜ 0.05) (圖2a)。棄耕20 年后荒漠草原土壤最大持水率較農(nóng)田土壤顯著升高32%(P＜ 0.05)，且RRI 指數(shù)表明棄耕20 年后荒漠草原土壤最大持水量已恢復(fù)到天然草地水平(P＞ 0.05) (圖2b)。荒漠草原土壤含水率在棄耕20 年后較農(nóng)田土壤顯著升高31% (P＜ 0.05)，典型草原土壤含水率在棄耕15 年后較農(nóng)田土壤顯著升高41% (圖2c)。RRI 計(jì)算結(jié)果表明，棄耕20 年荒漠草原土壤含水率已恢復(fù)到天然草地水平，典型草原還未恢復(fù)(圖2b、c)。棄耕20 年后，荒漠草原土壤飽和導(dǎo)水率已恢復(fù)至天然草地水平，典型草原土壤飽和導(dǎo)水率在棄耕15 年、20 年樣地中顯著高于農(nóng)田，RRI 指數(shù)表明棄耕20 年后已恢復(fù)至天然草地水平(圖2d)。棄耕后，土壤毛管孔隙度與非毛管孔隙度均較農(nóng)田顯著增加(圖2e、f)，土壤毛管持水率與田間持水率無(wú)顯著變化(P＞ 0.05) (圖2g、h)。

圖2 土壤物理性質(zhì)隨棄耕年限的變化Figure 2 Changes of soil physical properties with increasing duration since abandonment

2.2 荒漠草原與典型草原棄耕地土壤化學(xué)性質(zhì)時(shí)間變化特征

棄耕5 年足以使荒漠草原土壤有效磷含量顯著升高(P＜ 0.05)，典型草原土壤有效磷含量在棄耕15 年后顯著高于農(nóng)田。且RRI 指數(shù)表明，荒漠草原棄耕地土壤有效磷含量還未恢復(fù)到天然草地水平(P＜ 0.05)。典型草原棄耕 15 年和 20 年的土壤有效磷 含 量 已 恢 復(fù) 到 天 然 草 地 水 平 (P＞ 0.05)。棄 耕5 年、20 年樣地中，荒漠草原土壤全磷含量顯著低于農(nóng)田(P＜ 0.05)，在典型草原，棄耕 20 年后土壤全磷含量顯著降低(圖3)?；哪菰c典型草原土壤有機(jī)碳含量在棄耕15 年后較農(nóng)田土壤分別顯著升高38%和53%，RRI 指數(shù)表明棄耕15 年后土壤有機(jī)碳含量已恢復(fù)到天然草地水平(P ＞0.05)。棄耕5 年、15 年樣地中，荒漠草原土壤全氮含量顯著增加，典型草原土壤全氮含量在棄耕15、20 年樣地中顯著增加。棄耕后，荒漠草原土壤pH 較農(nóng)田顯著降低，相反，典型草原土壤pH 則隨放牧強(qiáng)度增加而逐漸升高。棄耕后，荒漠草原與典型草原土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量顯著降低，RRI 指數(shù)表明棄耕15 年后其硝態(tài)氮含量恢復(fù)至天然草地水平。而棄耕5 年即可使其銨態(tài)氮含量恢復(fù)至天然草地水平。

圖3 土壤化學(xué)性質(zhì)隨棄耕年限的變化Figure 3 Changes in soil chemical properties increased duration of abandonment

2.3 土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)及變化趨勢(shì)

主成分分析結(jié)果如表1 和表2 所列，計(jì)算得出荒漠草原前4 個(gè)主成分的特征值依次為7.898、1.730、1.387、1.112，均大于1，方差貢獻(xiàn)率分別為52.653%、11.537%、9.245%、7.413%，累積貢獻(xiàn)率達(dá)80.848%。說(shuō)明前4 個(gè)主成分能夠反映土壤理化性質(zhì)80.848%的信息。典型草原前4 個(gè)主成分特征值依次為7.672、2.600、1.399、1.086，均大于1，其方差貢獻(xiàn)率分別為51.144%、17.335%、9.328%、7.243%，累積貢獻(xiàn)率達(dá)85.050%。因此，都提取前4 個(gè)主成分，分別為Y1、Y2、Y3、Y4。

表1 荒漠草原樣地各主成分得分及綜合得分Table 1 The principle component scores and comprehensive scores of desert and typical steppe samples

表2 典型草原樣地各主成分得分及綜合得分Table 2 The main component scores and comprehensive scores of typical steppe samples

分別計(jì)算荒漠草原與典型草原前4 個(gè)主成分中15 個(gè)指標(biāo)對(duì)應(yīng)的系數(shù)，X1～X15依次為pH、含水量、最大持水率、毛管持水率、田間持水率、毛管孔隙度、非毛管孔隙度、飽和導(dǎo)水率、容重、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、全氮、有機(jī)碳、全磷、有效磷，將計(jì)算得出的系數(shù)與準(zhǔn)化后的數(shù)據(jù)相乘，得到主成分表達(dá)式F1、F2、F3、F4，最后計(jì)算其綜合得分。從主成分得分和綜合得分來(lái)看：

1)荒漠草原主成分Y1中有機(jī)碳、土壤容重的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值，主成分Y2中，非毛管孔隙度的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值，主成分Y3中土壤容重的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值，主成分Y4中，全氮的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值。

2)典型草原主成分Y1中pH 的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值，主成分Y2中，土壤容重的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值，主成分Y3中，飽和導(dǎo)水率的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值，主成分Y4中，全磷的系數(shù)絕對(duì)值大于其他變量的系數(shù)絕對(duì)值(表3)。

表3 荒漠草原與典型草原樣地成分矩陣Table 3 Composition matrix of desert and typical steppe samples

兩種草地類型綜合得分結(jié)果表明，不同處理下荒漠草原土壤質(zhì)量綜合得分高低表現(xiàn)為天然草地 ＞棄耕5 年 ＞ 棄耕20 年 ＞ 棄耕15 年 ＞ 農(nóng)田。典型草原土壤質(zhì)量綜合得分高低表現(xiàn)為天然草地 ＞ 棄耕15 年 ＞ 棄耕20 年 ＞ 棄耕5 年 ＞ 農(nóng)田(表1、2)。

3 討論

3.1 荒漠草原和典型草原棄耕地土壤物理性質(zhì)時(shí)間變化特征

容重影響著土壤中水、肥氣熱等肥力指標(biāo)的變化和協(xié)調(diào)[28]，土壤容重與孔隙度有截然不同的變化規(guī)律。本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)荒漠草原與典型草原土壤容重隨棄耕年限的延長(zhǎng)而減小(圖2a)，表明棄耕后土壤中物質(zhì)的分解速率和生物歸還率隨棄耕年限延長(zhǎng)而增加，促進(jìn)土壤物質(zhì)的良性循環(huán)，改良了土壤環(huán)境，導(dǎo)致土壤容重降低[29]，土壤的空隙性變好，土壤入滲能力增強(qiáng)，土壤水分也得到相應(yīng)的改善，這與土壤含水量的變化相對(duì)應(yīng)。這與陳瑤等[30]在黃土坡耕地棄耕地的研究結(jié)果一致。RRI 結(jié)果表明棄耕20 年后荒漠草原土壤容重已恢復(fù)到天然草地水平，典型草原還未恢復(fù)?？赡苁且?yàn)榈湫筒菰邓勘然哪菰啵匀怀练e作用更強(qiáng)，導(dǎo)致典型草原土壤容重恢復(fù)較荒漠草原慢[31]。本研究中，棄耕后荒漠草原與典型草原土壤含水率均顯著增加(圖2c)。其原因可能是隨著棄耕演替的進(jìn)行，植被覆蓋度和凋落物增加，導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)增多，土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)更加穩(wěn)定，從而使土壤能夠吸收大量水分，提高土壤含水率[32]。RRI 指數(shù)表明荒漠草原土壤含水率在棄耕20 年后恢復(fù)到天然草地水平，典型草原土壤含水率還未恢復(fù)(圖2c)?？赡苁怯捎诨哪菰郝浣Y(jié)構(gòu)較典型草原簡(jiǎn)單，對(duì)水分的需求相對(duì)較小，導(dǎo)致土壤含水率恢復(fù)速率比典型草原快。土壤飽和導(dǎo)水率與是反映土壤入滲性能的主要指標(biāo)。在本研究中，棄耕后荒漠草原與典型草原土壤飽和導(dǎo)水率均顯著上升。主要是因?yàn)殡S著棄耕演替進(jìn)行，植被凋落物增多，微生物分解作用和酶促反應(yīng)加劇，產(chǎn)生的有機(jī)酸能剝離與溶解土壤中的黏土礦物，使土壤顆粒變細(xì)，導(dǎo)致土壤飽和導(dǎo)水率上升[33]。且RRI 指數(shù)表明，棄耕20 年后兩種類型草原棄耕地土壤飽和導(dǎo)水率均已基本恢復(fù)到天然草原狀態(tài)(圖2d)?？赡苁且?yàn)橥寥揽紫抖仍黾优c容重降低，導(dǎo)致棄耕地持水能力增強(qiáng)，飽和導(dǎo)水率增大[34]。這與梁向鋒等[35]在子午嶺林區(qū)試驗(yàn)結(jié)果相同。本研究中，棄耕后土壤毛管孔隙度顯著增加(圖2e)，與Zhang 等[36]的研究結(jié)果相同。

3.2 荒漠草原與典型草原棄耕地土壤化學(xué)性質(zhì)時(shí)間變化特征

土壤有機(jī)碳(SOC)作為土壤的重要組成部分，不僅會(huì)影響土壤質(zhì)量，在全球碳循環(huán)中也發(fā)揮至關(guān)重要的作用[37]。在本研究中，棄耕后荒漠草原與典型草原土壤有機(jī)碳含量均顯著升高(圖3a)，且RRI指數(shù)表明，棄耕15 年后荒漠草原與典型草原土壤有機(jī)碳含量均已恢復(fù)到天然草地水平。Hoogmood 等[38]的研究結(jié)果則表明，棄耕還林50 年后，棄耕地土壤還未達(dá)到儲(chǔ)存土壤有機(jī)碳的最大潛力。Kucharik 等[39]的結(jié)果表明，棄耕后，土壤有機(jī)碳含量增加，與本研究結(jié)果一致。因?yàn)闂壐箅S著植被恢復(fù)，其生物吸收、固定和表層富積作用等使土壤有機(jī)碳含量有所增長(zhǎng)[40-41]。本研究中，荒漠草原與典型草原棄耕地土壤有效磷含量均顯著升高(圖3b)，可能是因?yàn)闂壐?，草地植被逐漸恢復(fù)，地下微生物活性增強(qiáng)，加強(qiáng)對(duì)植被枯落物的分解，導(dǎo)致土壤中有效磷含量增多。RRI 指數(shù)表明棄耕20 年后荒漠草原土壤有效磷含量還未恢復(fù)到天然草地水平，典型草原則已恢復(fù)，這是由于典型草原降水比荒漠草原更多，土壤水分也更充足，導(dǎo)致土壤中有效磷含量恢復(fù)較快。本研究中，棄耕后荒漠草原土壤pH 顯著降低(圖3d)，因?yàn)檗r(nóng)作物生長(zhǎng)會(huì)消耗大量的土壤水分，導(dǎo)致土壤鹽分中的碳酸根離子在土壤表層大量聚集，使土壤pH 較高，棄耕后隨著植被逐漸恢復(fù)，其根系分泌物及殘?bào)w導(dǎo)致土壤有機(jī)酸的堆積，加劇了土壤的酸化[42]。典型草原土壤pH 顯著升高(圖3d)，可能是由于棄耕后植被生長(zhǎng)旺盛，導(dǎo)致土壤水分匱乏，從而土壤的堿度也有所上升。土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量反映了土壤的供氮水平，是表征土壤肥力質(zhì)量的主要指標(biāo)之一。本研究中，棄耕后荒漠草原與典型草原土壤硝態(tài)氮與銨態(tài)氮均低于農(nóng)田且隨著棄耕年限逐漸降低(圖3e、f)?？赡苁怯捎谵r(nóng)田在前期耕作時(shí)施用有機(jī)肥導(dǎo)致可利用氮含量增加[43]。而鞏杰等[44]在黃土丘陵區(qū)的研究結(jié)果顯示棄耕地的硝態(tài)氮含量高于農(nóng)田，與本研究結(jié)果不一致，可能是由于棄耕早期植被稀疏，導(dǎo)致土壤養(yǎng)分富集程度低，易于水土流失，致使其含量降低。后期恢復(fù)也相對(duì)較慢。

3.3 土壤質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)

土壤質(zhì)量可以全面地反映土壤特性，是土壤條件動(dòng)態(tài)評(píng)估的最敏感標(biāo)準(zhǔn)之一。對(duì)土壤質(zhì)量進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)可以通過(guò)短期內(nèi)的土壤動(dòng)態(tài)情況描述長(zhǎng)時(shí)間尺度上內(nèi)在的和靜態(tài)的變化[45]。如表2 所列，本研究中，有機(jī)碳、非毛管孔隙度、容重、全氮是影響荒漠草原棄耕地土壤質(zhì)量最主要的指標(biāo)，銨態(tài)氮、容重、飽和導(dǎo)水率、全磷是影響典型草原土壤質(zhì)量的主要指標(biāo)。因?yàn)檫@些指標(biāo)在4 個(gè)主成分成分矩陣中的系數(shù)絕對(duì)值較高，且不同處理之間存在顯著性差異。曲文靜[46]在研究中指出，銨態(tài)氮、有機(jī)質(zhì)、容重主要影響荒漠草原土壤質(zhì)量，與本研究結(jié)果基本一致。

土壤質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)得分表明，隨著棄耕演替進(jìn)行，荒漠草原土壤質(zhì)量綜合得分從高到低依次為天然草地 ＞ 棄耕5 年 ＞ 棄耕20 年 ＞ 棄 耕15 年 ＞ 農(nóng)田。天然草地的綜合得分為正值，表明該植被類型下的土壤質(zhì)量高于平均水平。而農(nóng)田、棄耕地綜合得分值為負(fù)，則說(shuō)明土壤質(zhì)量低于平均水平[47]。之所以會(huì)出現(xiàn)這樣的結(jié)果，首先是天然草地土壤可以攔蓄更多的地表徑流，提高土壤養(yǎng)分含量，因此土壤質(zhì)量較高[48]。其次棄耕5、15、20 年樣地間相比較，雖然都是棄耕地，但由于荒漠草原降水較少、植被蓋度低等影響，棄耕地土壤質(zhì)量得分為負(fù)數(shù)，而棄耕5 年樣地中可能還有部分農(nóng)田施肥殘留提高了土壤養(yǎng)分含量，土壤水分也有所改善，在一定程度上可以改善土壤肥力水平[49]，導(dǎo)致其質(zhì)量得分高于其他兩個(gè)棄耕樣地。棄耕20 年與棄耕15 年相比較，棄耕20 年樣地植被恢復(fù)時(shí)間更長(zhǎng)，養(yǎng)分?jǐn)z入時(shí)間增加，土壤裸露面積更少，土壤結(jié)構(gòu)和土地覆被不斷得到改善，進(jìn)而土壤質(zhì)量綜合得分高于棄耕15 年樣地[45]。農(nóng)田土壤裸露面積較大，受風(fēng)力侵蝕嚴(yán)重，導(dǎo)致土壤容重升高、孔隙度降低、土壤含水量降低、有機(jī)質(zhì)含量下降從而導(dǎo)致土壤質(zhì)量下降。典型草原棄耕15、20 年樣地與天然草地土壤質(zhì)量得分為正值，表明土壤質(zhì)量高于平均水平，農(nóng)田與棄耕5 年樣地則相反。隨棄耕演替而增加。棄耕恢復(fù)促進(jìn)植物生長(zhǎng)，增加地上生物量，起到蓄水保土的作用，植被枯落物增加導(dǎo)致土壤有機(jī)碳增加，進(jìn)而改善土壤質(zhì)量[50]。棄耕后人類活動(dòng)減少，植被恢復(fù)迅速，草本植物為土壤積累有機(jī)質(zhì)，土壤空隙情況得到改善，有利于營(yíng)養(yǎng)元素積累，土壤質(zhì)量得到提升。因此，自發(fā)恢復(fù)有利于荒漠草原和典型草原棄耕地恢復(fù)。呂春花等[51]在黃土高原子午嶺地區(qū)土壤質(zhì)量綜合研究結(jié)果表明隨著棄耕年限增加，植被覆蓋度增加，進(jìn)而改善土壤理化性質(zhì)，導(dǎo)致土壤質(zhì)量綜合指數(shù)增長(zhǎng)。與本研究結(jié)果一致。

4 結(jié)論

本研究中，荒漠草原、典型草原兩種草地類型棄耕地土壤理化性質(zhì)中，土壤含水率、飽和導(dǎo)水率、孔隙度、土壤有機(jī)碳、全磷、有效磷含量隨棄耕年限延長(zhǎng)而增加。土壤最大持水率指標(biāo)在荒漠草原呈上升趨勢(shì)，在典型草原下降?；哪菰寥纏H 降低，典型草原pH 升高。土壤容重、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、全氮含量逐漸下降；毛管持水率、田間持水率無(wú)顯著變化。本研究從土壤理化性質(zhì)方面對(duì)內(nèi)蒙古陰山北麓荒漠草原與典型草原兩種草地類型的土壤質(zhì)量進(jìn)行評(píng)價(jià)。結(jié)果表明，影響荒漠草原土壤質(zhì)量的主要因子是土壤有機(jī)碳、有機(jī)碳、非毛管孔隙度、容重、全氮，影響典型草原土壤質(zhì)量的主要因子是pH、容重、飽和導(dǎo)水率、有機(jī)碳。主成分分析結(jié)果表明棄耕后荒漠草原土壤質(zhì)量綜合得分由高到低依次為天然草地、棄耕5 年、棄耕20 年、棄耕15 年、農(nóng)田，典型草原土壤質(zhì)量隨棄耕年限延長(zhǎng)而增加，棄耕15、20 年、天然草地土壤質(zhì)量得分高于平均水平。表明在生態(tài)環(huán)境脆弱的陰山北麓農(nóng)牧交錯(cuò)帶，自發(fā)恢復(fù)有利于這兩種草地類型棄耕地的恢復(fù)，但棄耕20 年不足以使荒漠草原棄耕地土壤質(zhì)量恢復(fù)至天然草地狀態(tài)。研究結(jié)果表明，荒漠草原與典型草原恢復(fù)速率不同，需要制定不同的恢復(fù)策略來(lái)加速荒漠草原與典型草原棄耕地恢復(fù)。