黄土高原吕梁山撂荒枣林土壤质量评价

王佳琪 ，王改玲 ，殷海善 ，王 荟 ，孙 琳

（1.山西农业大学 资源环境学院，山西 太谷 030801；2.山西农业大学 农业经济管理学院，山西 太原 030006）

土壤是植物生存发展的重要载体，是陆地生态系统的重要组成部分。土壤质量是土壤多个功能指标的综合体现，是揭示土壤动态条件最敏感的指标[1]，也是衡量土壤生态安全和资源可持续利用的重要指标。恢复植被、提高土壤质量是促进区域生态建设的重要内容[2]。研究发现，生态恢复会通过影响土壤的理化性质而影响土壤质量的变化趋势[3]。在内蒙古主要典型草原带草地撂荒演替过程中，土壤有机质、全氮、碱解氮等主要养分均表现出先降低后增加的趋势[4]；在滇中高海拔区，撂荒耕地土壤养分指数呈现先降低后逐渐稳步增加的趋势，土壤酶活性呈现逐步上升并随着植被种群的确立而稳定的趋势[5]；在重庆渝北区，紫色土撂荒后随年限增加耕地容重先升后降，土壤各养分含量呈现先减少后增加的趋势[6]。冯璐[7]对陕西黄土丘陵沟壑区不同年限撂荒草地土壤性质的研究表明，以农地相比，草地撂荒对土壤基本性质、孔隙特征、入渗性能等方面具有显著的改善作用。据此认为，黄土丘陵沟壑区应坚持实施退耕还林草工程，扩大草地的恢复面积，协调发挥植被的持水保土作用和环境绿化功能[8]。

黄土高原是我国“三区四带”生态安全战略的重要组成部分。吕梁山区位于黄河中游晋陕峡谷地带，是黄土高原的重要组成部分。该区域水土流失严重，是国家级限制开发的重点功能区。吕梁山沿黄13.33×106万hm2的红枣经济林是黄土丘陵区水土流失治理的重要生态工程，也是农民脱贫致富的重要产业。然而，当地红枣经济林多为坡耕地，生态效益有限[9]。近年来，随着红枣市场转变，吕梁红枣经济效益下滑，部分被撂荒弃管。资料显示，吕梁山撂荒枣林面积至少占1/3 以上。然而，目前的研究主要集中于耕地撂荒和草地撂荒对土壤质量的影响，但对经济林撂荒地土壤质量的研究较少。吕梁山红枣经济林撂荒后土壤性质变化，特别是综合了土壤物理、化学、生物学性质的土壤质量演变研究还未见报道。

本研究通过空间代替时间的研究方法，研究吕梁山不同撂荒年限枣林土壤理化性质、土壤酶活性的变化，并采用主成分分析法，对土壤质量进行综合评价，揭示不同撂荒年限枣林土壤质量变化规律，从而为该区域广泛存在的低效红枣经济林生态转型及生态高质量发展提供科学依据。

1 材料和方法

1.1 研究区概况

研究区位于山西省吕梁市临县庞家庄（北纬38°03、东经110°53），属黄土丘陵沟壑区，海拔（928±1）m，年平均降水量约518.8 mm，年均气温8.8 ℃，无霜期160 d。该区域土质为黄绵土，抗侵蚀性差，水土流失严重。境内山岭连绵、地表破碎，红枣比较效益下降，经济较为落后，中青年劳动力大量外流，枣林大面积撂荒。

1.2 野外调查与样品采集

经调查研究和野外走访，于2021年4月选择土壤类型、坡度和海拔等立地条件基本一致，年限不同的3 块枣树样地，分别为自然撂荒2 a、自然撂荒6 a 和自然撂荒14 a，并以常规耕作枣树地为对照。用环刀（容积是200 cm3）在各样地采集0～20 cm 原状土样3 个；按照“S”型5 点采样法，使用土钻（内径为5 cm）分别采集0～5、5～10、10～20 cm 土层深度的土样，将同样地同土层的土样混合保存至密封袋中。环刀内土样用于测定土壤物理性质；密封袋中土样拣去石块、枯枝落物等置于阴凉处自然风干，过筛后测定土壤养分及酶活性。

1.3 测定指标及方法

依照《土壤农化分析》相关要求进行土壤理化性状测定[10]；土壤酶活性测定依照《土壤酶及其研究方法》[11]进行。

1.4 统计分析

1.5 土壤评价指标

选取理化指标中的容重、田间持水量、pH、有机质、全氮、全磷、全钾、有效磷、速效钾，脲酶、过氧化氢酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶作为土壤质量评价指标[12]（分别用x1、x2、x3、…、x13表示），主成分分析法计算不同撂荒年限土壤质量综合指数（SQI）。

由于各指标其量纲各不相同，为保证其客观性，首先对原始数据进行无量纲处理，即计算其隶属度Q(Xi)。

式中，Xi为第i项指标实测值，Ximax为第i项指标实测值的最大值，Ximin为第i项指标实测值的最小值。

因为各因子占比不同，采用权重系数代表其重要程度。利用SPSS 软件主成分分析，提取综合指标，得到各主成分的贡献率、累积贡献率；依据不同主成分中指标因子负荷量，得出它们在不同主成分中的权重（Wi）。

式中，Cyi表示第i项指标因子在某个主成分中载荷的绝对值。

最后对各土壤质量指标值进行加乘，计算不同撂荒年限各主成分得分及土壤质量综合指数（SQI）[13]。

式中，SQIj为第j项的主成分得分，m为指标个数，Kj为各主成分的方差贡献率。

（3）对向美国或其他外国市场出口的产品实行补贴（或有补贴效果的措施），从而实质性影响了美国有竞争力的产品在美国市场或其他外国市场的销售。

2 结果与分析

2.1 不同撂荒年限枣林对土壤物理性质的影响

容重是反映土壤密实程度的重要指标，其值越小代表土壤越疏松，有利于植物根系的穿插及雨水的下渗。由表1 可知，枣林自然撂荒后，随撂荒年限延长土壤容重呈降低趋势。撂荒14 a 后，土壤容重显著降低（P＜0.05），较清耕土壤减少了7.25%。与土壤容重正好相反，土壤总孔隙度呈现增加趋势。土壤田间持水量和毛管孔隙度总体上均表现为增大的趋势，同清耕土壤相比，撂荒2 a 变化不显著；而撂荒6、14 a 后均有显著增加（P＜0.05），田间持水量分别增加了9.17%和10.92%，毛管孔隙度分别增加了7.77%和5.79%。

表1 不同撂荒年限土壤0～20 cm 物理性质Tab.1 Physical properties in 0-20 cm soil in different yeares of abandonment

2.2 不同撂荒年限枣林对土壤化学性质的影响

由图1 可知，不同撂荒年限0～5、5～10、10～20 cm 各土层土壤有机质、有效磷、速效钾含量随撂荒年限的增加均呈现先降低后增加的趋势；同一撂荒年限，不同土层则呈现随土层深度的增加，养分含量逐渐降低的趋势。与清耕区相比，撂荒土壤各养分含量表现出更强的表聚性。

图1 不同撂荒年限土壤有机质及速效养分Fig.1 Soil organic matter and available nutrients in different years of abandonment

由图1 可知，在0～5 cm 土层，撂荒2 a 土壤有机质含量较清耕显著降低22.81%，撂荒6、14 a 显著增加（P＜0.05），且在撂荒6 a 有机质含量达到最高（9.86 g/kg）。撂荒6 a 土壤0～20 cm 有机质平均含量分别是撂荒2 a、清耕的1.80 倍和1.07 倍。

在0～5、5～10、10～20 cm 土层上土壤有效磷含量变化幅度分别是2.82～3.46、2.52～3.00、1.29～2.27 mg/kg。0～5 cm 土层上，撂荒2 a 土壤有效磷、速效钾较清耕分别显著降低18.57%和7.85%，撂荒6、14 a 逐渐增加；撂荒14 a，0～5 cm 土层土壤速效钾含量是清耕土壤的1.36 倍（图1）。

由表2 可知，土壤全氮、全磷、全钾含量均随撂荒年限增加整体上表现为逐渐增加趋势，而在土壤剖面上表现为随土层深度增加逐渐减小。撂荒6 a土壤的全氮和全磷含量达到最高，在0～20 cm 土层其值较清耕分别增加了6.76%和8.15%。撂荒14 a，0～5 cm 土壤全磷含量是清耕土壤的1.01 倍；与清耕区相比，全钾含量在3 个土层增加显著（P＜0.05），增幅为10.53%～12.10%。各处理土壤pH值均表现为随着土层深度的加深而逐渐增大的趋势，同一土层深度各处理间差异较小。

表2 不同撂荒年限土壤pH 值及全量养分Tab.2 Soil pH and total nutrients in different years of abandonment

2.3 不同撂荒年限枣林对土壤酶活性的影响

从图2 可以看出，脲酶活性随恢复年限增加整体上表现为先降低后升高的趋势，且撂荒6、14 a 变化显著（P＜0.05）；土壤脲酶活性在0～5 cm 最高，5～10 cm 次之，而10～20 cm 最低。对照清耕，土壤脲酶活性在撂荒14 a 在0～5 cm 土层增加了1.61%～23.39%。

图2 不同撂荒年限土壤酶活性Fig.2 Soil enzyme activity in different years of abandonment

土壤蔗糖酶对促进土壤碳循环和增加可溶性营养物质具有重要作用。枣林恢复过程中土壤蔗糖酶活性有所升高。在0～5 cm 土层上，随着恢复年限的延长呈逐渐上升趋势，撂荒6 a 达最大值，之后有些降低（P＜0.05）。清耕样地的蔗糖酶活性最低，撂荒14 a，蔗糖酶活性较对照增加幅度为：0～5 cm 土层33.13%～117.62%，5～10 cm 土层58.25%～75.31%，10～20 cm 土层36.33%～37.83%。植被恢复过程中土壤蔗糖酶活性在土壤剖面上表现为0～5 cm＞5～10 cm＞10～20 cm，且差异显著（P＜0.05）。

随撂荒年限的增加，土壤碱性磷酸酶活性在0～5 cm 土层逐渐增强，而在5～10、10～20 cm 土层上均表现为撂荒2 a 先降低，撂荒6、14 a 逐渐增强的显著变化（P＜0.05）；且土壤剖面上表现为0～5 cm＞5～10 cm＞10～20 cm。对照清耕土壤，碱性磷酸酶活性在0～5、5～10、10～20 cm 土层剖面上，增幅分别是21.70%～56.13%、40.98%～50.32%和33.80%～52.86%（P＜0.05）。

土壤撂荒后自然恢复14 a，土壤过氧化氢酶活性在土壤剖面总体上表现为撂荒2 a 有所下降后逐渐呈上升趋势。与清耕相比，撂荒14 a 土壤过氧化氢酶活性在0～5 cm 土层增加了11.23%，5～10 cm土层增加5.26%，10～20 cm 土层增加了4.17%。

2.4 土壤质量综合评价

由于指标过多且极具相关性，采用主成分分析实现简化降维，得到经过线性组合的综合指标（主成分），原则上要求特征值大于1 且累积方差贡献率达到85%以上即为主成分[14]。从表3 可以看出，基于13 个指标主成分分析，共提取出2 个综合指标即为主成分，第1 主成分可以解释全部土壤质量指标的66.835%，第2 主成分可以解释全部指标的25.738%，这2 个主成分可以代表研究区土壤质量指标。

表3 主成分分析的特征值与方差贡献率Tab.3 Eigenvalues and variance contribution of principal component analysis

根据主成分因子载荷（表4）得出不同土壤指标在各主成分上的占比不同；主成分1 当中，有机质、全氮、全磷、速效钾、蔗糖酶和碱性磷酸酶的因子载荷大于0.8，有机质是土壤中氮、磷、钾等养分元素的重要来源；pH 的因子载荷虽高但却是负相关。容重、有效磷和脲酶在主成分2 的因子载荷绝对值较大，且对应的权重有较大正值。

表4 主成分因子载荷与权重Tab.4 Principal component factor loads and weights

结合公式（3）和公式（4）计算不同撂荒年限下各主成分得分与土壤质量综合指数，结果如表5 所示，不同处理主成分1、2 得分变幅为0.131～0.875，土壤质量综合指数由高到低依次为撂荒14 a（0.711）＞撂荒6 a（0.548）＞清耕（0.329）＞撂荒2 a（0.119）。撂荒6、14 a 较对照均有显著增加，增加幅度为66.57%～116.11%，说明撂荒6、14 a 后土壤质量明显改善。植被恢复14 a 期间，土壤质量指数在空间尺度上总体增大。

表5 各主成分得分与土壤质量综合指数Tab.5 Scores for each principal component and soil quality composite index

土壤质量综合指数取值为0～1.0，以0.2 为极差，将土壤质量状况划分为5 个等级：0.8～1.0 为Ⅰ级（肥沃）；0.6～0.8 为Ⅱ级（较肥沃）；0.4～0.6 为Ⅲ级（中等）；0.2～0.4 为Ⅳ级（贫瘠）；0～0.2 为Ⅴ级（极贫瘠）[15]。研究区撂荒14 a 达到Ⅱ级水平，撂荒6 a 处于Ⅲ级水平，对照清耕属于贫瘠土壤。

3 结论与讨论

3.1 撂荒年限对土壤物理性质的影响

地上植被与土壤相互影响的宏观表现，体现在土壤结构和水分特征等理化性质的变化上，这进一步影响到有机质和其他的养分含量，而这种影响程度取决于相互作用的周期长短[16]。试验地为枣林土壤自然闲置，枣树和其他林下植被的枯枝落叶以及死亡根系被土壤分解转化，养分返还到土壤增加了有机质，而土壤有机质含量的变化进而会影响到土壤结构及土壤的水肥气热的协调。本研究表明，随着撂荒年限增加，土壤的自我恢复向着良性的方向演替。土壤植被的丰富以及根系的增长，容重、田间持水量等物理性质逐渐改善，这和李小炜等[17]、郭曼等[18]的研究结论相似。撂荒14 a 后植被种类变得丰富，土壤中的根系错综复杂的穿插，疏松土壤质地的同时改善了土壤团聚体结构，所以，相比清耕土壤容重出现下降，田间持水量呈现上升趋势，同时微生物的分解作用使得养分含量显著上升。

3.2 撂荒年限对土壤化学性质的影响

不同撂荒年限的土壤由于地上植被向其输入和输出的有机物质的配比不同，使得土壤的基本性质存在差异，因此，影响了有机质变化。本研究中，随着植被的自我恢复，有机质含量逐渐增加，这与冯璐[7]的研究结果相一致。相比撂荒2 a，撂荒6、14 a 的有机质含量较高，主要是植被的种类日渐丰富、凋落物的碳归还量增加、根系活动剧烈以及微生物分解合成频繁等因素有关。随着土层加深，除清耕外，有机质均不断减少，这与姚喜喜等[19]的研究结果一致。表层土壤中根系分布较多，分解后产生一定量的腐殖质[20]，第一时间增加了有机碳的含量，因此，有机质含量相对多于下层土壤。

常用土壤中的氮、磷、钾含量来评判土壤肥力水平，同时养分变化与植物群落的发育密切相关。本研究中不同撂荒年限下土壤速效养分均表层（0～5 cm）最高，且土层越深养分逐渐降低，这与大多数研究[21-22]结果相一致。其主要是因为覆盖在地表的各类植被凋落后，分解转化后先在土壤表层释放大量的氮磷钾等营养元素。撂荒6、14 a 后全氮含量高于其他年限，一方面是地下的枯枝物补充了土壤中的氮素；另一方面地表有较多的凋落物覆盖和保护土壤，使得雨水冲击作用减缓的同时降低了水分的蒸发，并且对地表径流进行拦截和过滤[23],有效改善了生态环境，有利于土壤氮循环的可持续进行。枣林撂荒后土壤速效钾含量高于清耕处理，其中，0～5 cm 土层差异显著，这与王聪等[24]在黑土上的结论一致。植被恢复加快了根系对养分的归还[25]，从而改善土壤质量，提高土壤生产力。清耕地土壤由于地表植被及时清除，全氮含量相对较低，在0～20 cm 土层中含量变化不显著。撂荒2 a土壤由于不再耕作，使得土壤中残留物和根系含量大大减少，腐殖质积累变少，再加上不再施用化肥，全氮和速效钾含量逐渐降低。

3.3 撂荒年限对土壤酶活性的影响

土壤的酶活性作为积极响应土壤环境变化的主要成分，是评价土壤肥力水平的一个重要生物指标。

土壤脲酶参与催化尿素的水解，同时释放二氧化碳气体，体现土壤中有机态氮的转化情况；碱性磷酸酶活性可以表征土壤有机磷分解转化[26]。本研究得出，随着恢复时间增加，脲酶、磷酸酶活性总体上表现为升高；撂荒14 a 的土壤脲酶在0～5 cm 土层中活性最强，说明其土壤中氮、磷素循环强度大，此时植被覆盖度大且样式繁多，土壤生物化学反应活跃；撂荒2 a 的土壤C、N 含量都较低，故而活性较弱。

过氧化氢酶活性与土壤微生物活动以及呼吸强度密切相关，直接影响到土壤腐殖质化强度大小以及有机质分解速度。土地撂荒14 a 酶活性在土壤剖面上总体表现为0～5 cm 土层呈上升趋势，5～10、10～20 cm 土层呈先降低后上升。随着植被恢复年限增加，酶活性也是逐渐增强。

土壤蔗糖酶活性与可溶性营养物质成正相关，即土壤肥力水平越高，蔗糖酶活性也越强[27]。黄土丘陵区枣林撂荒恢复过程中土壤蔗糖酶活性也有增加，在恢复6 a 后达到最大值，之后有所降低；在土壤剖面上随着土层深度增加，蔗糖酶活性逐渐降低。撂荒初期地表植被覆盖稀少，土层中根系分布也较少，酶活性相对较低。

3.4 不同撂荒年限土壤质量评价

土壤质量及其演变受到气候变化、植被发育生长、人为活动等因素影响[28]。本研究采用土壤质量指数法来表征黄土高原吕梁山不同撂荒年限枣林土壤质量的变化情况，定量评价枣林撂荒对土壤质量的改善效果。结果表明，土壤质量综合指数为撂荒14 a（0.711）、撂荒6 a（0.548）、撂荒2 a（0.119）和清耕（0.329）。这说明随着恢复年限的延长，枣林土壤进行自我恢复，改善了土壤质地和结构，微生物活动比较强烈，因此，土壤质量综合指数逐渐上升。这和MENSAH 等[29]研究结果一致，研究区土壤质量指数撂荒14 a 达到较肥沃水平，撂荒6 a 处于中等水平，对照清耕属于贫瘠土壤，表明吕梁山区土壤质量贫瘠，土壤退化严重；自然撂荒下随着植被重建，提高了速效养分和有机碳含量，生物活性增强以及改善土壤结构状况，是恢复土壤肥力的有效手段之一。

综上所述，随着撂荒年限的延长，土壤的物理特性、酶活性和养分状况总体趋势上改善显著，撂荒6、14 a 后的土壤肥力要优于清耕和撂荒2 a 土壤。本研究利用主成分分析得到土壤质量评价指数可以较好地反映枣园撂荒演替过程中实际的肥力状况，这与赵瑞芬等[30]在核桃区以及刘江等[31]关于甘草地的研究应用有相似的观点。