宿婷婷，馬紅彬1,*，周瑤，賈希洋，張蕊，張雙喬，胡艷莉

(1.寧夏大學(xué)西北土地退化與生態(tài)恢復(fù)省部共建國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，寧夏 銀川 750021；2.寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏 銀川 750021；3.寧夏云霧山草原自然保護(hù)區(qū)管理處，寧夏 固原 756000)

土壤是植物生長、動(dòng)物生存和微生物活動(dòng)的主要場(chǎng)所[1]。土地肥力是土壤的基礎(chǔ)[2]，植物生長所需營養(yǎng)元素由土壤供給，同時(shí)地上植被的分解轉(zhuǎn)化可提高土地肥力[3]。生態(tài)恢復(fù)可促進(jìn)植物生長，對(duì)土壤性狀及生態(tài)環(huán)境的改善具有積極作用[4]。研究表明，草地的管理和生態(tài)恢復(fù)方式影響著土壤理化性狀。退化草場(chǎng)在封育、淺耕翻和耙地改良后土壤碳、氮增加[5]；沙化草地經(jīng)過草本植物、灌木及灌草結(jié)合恢復(fù)模式能降低土壤容重，增加孔隙度和土壤含水量[6]；黃土丘陵區(qū)人工植被恢復(fù)提高了土壤可溶性氮組分含量[7]；灌草間作模式可增加沙化草地土壤總有機(jī)碳含量[8]。土壤質(zhì)量是土壤在生態(tài)系統(tǒng)界面內(nèi)維持生產(chǎn)、保障環(huán)境質(zhì)量、促進(jìn)動(dòng)植物健康的能力[9]。生態(tài)恢復(fù)建設(shè)的成效取決于土壤質(zhì)量的演變，只有土壤質(zhì)量逐步提高，才能使系統(tǒng)達(dá)到較高的生態(tài)平衡和良性循環(huán)[10]。前人研究發(fā)現(xiàn)華北低丘山地人工造林改善了土壤質(zhì)量[11]；庫布齊沙地自然恢復(fù)的油蒿(Artemisiaordosica)群落對(duì)土壤質(zhì)量的改良效果顯著優(yōu)于人工種植的中間錦雞兒(Caraganaintermedia)群落[12]；黃土丘陵溝壑區(qū)水平階整地種植歐李(Cerasushumilis)土壤質(zhì)量高于油松(Pinustabulaeformis)林地[13]。土壤理化性質(zhì)是土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)，良好的土體結(jié)構(gòu)有利于水分的蓄積，影響植物對(duì)有效養(yǎng)分的利用[14]?？梢?，不同恢復(fù)措施對(duì)草地土壤影響明顯，研究生態(tài)恢復(fù)措施對(duì)草地土壤理化性質(zhì)和土壤質(zhì)量的影響對(duì)草地生態(tài)建設(shè)具有重要意義。

由于氣候變化和長期超載放牧等原因，黃土高原丘陵區(qū)植被破壞嚴(yán)重，草地退化導(dǎo)致生產(chǎn)力和多樣性降低，水土保持能力減弱，土地肥力下降[7]。寧夏黃土高原丘陵區(qū)地處寧夏南部山區(qū)，地形起伏大，主體植被為典型草原。在生態(tài)保護(hù)和恢復(fù)中，寧夏黃土丘陵區(qū)在典型草原實(shí)施了圍欄封育、水平溝及魚鱗坑工程措施來恢復(fù)植被。研究發(fā)現(xiàn)，封育能增加草地植被蓋度、提高草地生產(chǎn)力、改善土壤結(jié)構(gòu)、促進(jìn)土壤肥力使草地得以恢復(fù)[15-16]，是退化草地生態(tài)恢復(fù)的有效方法[17]。水平溝工程措施在一定程度上改變了局部的小環(huán)境，表層土壤養(yǎng)分流失更少[18-19]。魚鱗坑的攔蓄能力高于草地[20]，其生境的異質(zhì)性促成了較高的植物群落多樣性[21]。目前，有關(guān)黃土丘陵區(qū)水平溝或魚鱗坑措施對(duì)土壤植被變化已開展了一些研究[18,20-22]，但對(duì)恢復(fù)時(shí)間較長的水平溝、魚鱗坑措施下的土壤理化性狀變化、土壤質(zhì)量方面的研究報(bào)道較少，還需進(jìn)一步深入研究。為此，基于黃土丘陵區(qū)草地生態(tài)建設(shè)實(shí)踐，本研究以封育、魚鱗坑和水平溝恢復(fù)措施下黃土丘陵典型草原土壤顆粒組成、持水性、孔隙狀況、土壤養(yǎng)分、土壤質(zhì)量變化等進(jìn)行研究，以期為該區(qū)退化草地生態(tài)建設(shè)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)區(qū)位于寧夏固原市原州區(qū)東北云霧山國家草原自然保護(hù)區(qū)，地處東經(jīng)106°21′-106°27′，北緯36°10′-36°17′，屬黃土高原丘陵區(qū)。海拔1800～2100 m，屬于典型的中溫帶大陸性氣候。年均氣溫5 ℃，≥0 ℃的年積溫2882 ℃，無霜期137 d，年降水量445 mm。地帶性土壤為山地灰褐土，地帶性植被為典型草原，主要植物有本氏針茅(Stipabungeana)、大針茅(Stipagrandis)、伴生有百里香(Thymusmongolicus)、鐵桿蒿(Artemisiasacrorum)、豬毛蒿(Artemisiascoparia)、賴草(Leymussecalinus)、西山委陵菜(Potentillachinensis)、星毛委陵菜(Potentillaacaulis)、阿爾泰狗娃花(Heteropappusaltaicus)等。多年的生態(tài)建設(shè)，使該區(qū)分布有大量的水平溝和魚鱗坑。

1.2 樣地選擇

在實(shí)地調(diào)查的基礎(chǔ)上，海拔、坡度和坡向相近地段，選取放牧草地(對(duì)照)、封育、水平溝和魚鱗坑生態(tài)恢復(fù)實(shí)施15年的草地為研究對(duì)象，共4個(gè)處理，其中水平溝和魚鱗坑整地后輔以封育。各處理樣地坡度為25°～30°，其他基本情況見表1。在每個(gè)處理樣地中，沿等高線等距設(shè)置3個(gè)100 m×100 m調(diào)查樣地。

表1 樣地基本情況Table 1 Sample ground conditions

1.3 樣品的采集與測(cè)定

于2016年8月分別在每個(gè)調(diào)查樣地內(nèi)采集土樣。采集時(shí)沿等高線等距設(shè)置5個(gè)采樣點(diǎn)，用環(huán)刀分0～10 cm，10～20 cm，20～30 cm，30～40 cm土層取樣，用于容重、持水量和孔隙度測(cè)定；用土鉆在各點(diǎn)分層取土，剔除土樣中植物根系、石塊等非土樣組成部分，帶回實(shí)驗(yàn)室自然風(fēng)干，均勻混合后按照四分法分別取土樣進(jìn)行研磨、過篩處理，用于土壤粒徑分布和養(yǎng)分的測(cè)定。土壤取樣的同時(shí)，在各調(diào)查樣地內(nèi)沿等高線等距設(shè)置3個(gè)1 m×1 m樣方，記錄植物組成，測(cè)定植物的蓋度和地上生物量，其中蓋度采用針刺法，生物量采用刈割法[21]。

土壤容重、毛管持水量、飽和持水量和田間持水量采用環(huán)刀法采集原狀土帶回實(shí)驗(yàn)室測(cè)定[22]。將環(huán)刀(帶墊有濾紙的孔蓋)有孔一端向下放置在一盆中，盆中加水至環(huán)刀上沿，浸潤12 h稱量可得土壤飽和含水量，然后將環(huán)刀放置在平鋪的干砂上2 h稱重，得毛管持水量，繼續(xù)放置在平鋪的干砂上24 h稱重，得田間持水量。最后將環(huán)刀在105 ℃烘干至恒重稱量得土壤容重。

采用油浴重鉻酸鉀氧化法測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)含量，采用凱氏定氮法測(cè)定土壤全氮含量，采用堿解擴(kuò)散法測(cè)定土壤堿解氮含量，采用鉬銻抗比色法測(cè)定土壤全磷含量，采用火焰光度計(jì)法測(cè)定土壤速效鉀含量；采用Microtrac S3500激光粒度分析儀(美國麥奇克有限公司)測(cè)定土壤顆粒組成[23]。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

用Excel 2010初步處理數(shù)據(jù)和制圖，用DPS 7.05軟件進(jìn)行單因素方差分析，結(jié)果均以“均值±標(biāo)準(zhǔn)誤”表示；根據(jù)測(cè)定數(shù)據(jù)，計(jì)算以下指標(biāo)：

1.4.1土壤粒徑分形維數(shù) 采用王國梁等[24]推導(dǎo)的體積分形維數(shù)公式，其推導(dǎo)式為：

(1)

式(1)兩邊同時(shí)取對(duì)數(shù)得

(2)

式(2)中左邊為縱坐標(biāo)，右邊為橫坐標(biāo)做擬合方程，求出斜率值，分形維數(shù)值(D)為3與斜率的差值。式中：V為小于粒徑R的土壤累積體積；VT為測(cè)定的土壤總體積；R為表示粒級(jí)間粒徑的平均值；λV為土壤粒徑分級(jí)中最大粒徑，本研究中土壤最大粒徑為2000 μm。

1.4.2土壤非毛管孔隙度、毛管孔隙度和總孔隙度[25]

非毛管孔隙度=(飽和持水量-毛管持水量)×土壤容重×100%
毛管孔隙度=毛管持水量×土壤容重×100%
總孔隙度=非毛管孔隙度+毛管孔隙度

1.4.3土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)選擇及綜合指數(shù)(soil quality index,SQI)計(jì)算 土地肥力的變化取決于植被與土壤的相互作用和植被根系對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的改善。因此，本試驗(yàn)基于土壤理化性狀變化，參考許明祥等[26]和白文娟等[27]的研究結(jié)果，依據(jù)土壤質(zhì)量指標(biāo)的有效性和敏感性，選擇容重、顆粒組成、田間持水量、毛管孔隙度、總孔隙度、有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮、全磷和速效鉀作為土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)。由于土壤因子的相互作用，用具有連續(xù)性的隸屬度對(duì)各土壤因子指標(biāo)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理，同時(shí)用主成分評(píng)價(jià)因子作用的正負(fù)性來確定隸屬度的升降型，其中土壤容重、砂粒采用降型函數(shù)(4)式，其他土壤因子指標(biāo)則用(3)式。

首先對(duì)所選指標(biāo)進(jìn)行無量綱化處理，

Q(Xi)=(Xij-Ximin)/(Ximax-Ximin)

(3)

Q(Xi)=1- (Ximin-Xij)/(Ximax-Ximin)

(4)

式中：Q(Xi)為第i項(xiàng)土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)的隸屬度值；Xij為各土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)測(cè)定值；Ximax和Ximin分別為第i項(xiàng)土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)測(cè)定值中的最大值和最小值。

各個(gè)土壤質(zhì)量指標(biāo)的重要性不同，用權(quán)重系數(shù)來表示各指標(biāo)的重要性程度。運(yùn)用主成分分析法，分別計(jì)算各土壤質(zhì)量指標(biāo)的主成分負(fù)荷量、特征值、方差貢獻(xiàn)率和累計(jì)方差貢獻(xiàn)率，進(jìn)而計(jì)算各土壤質(zhì)量指標(biāo)在土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)中的權(quán)重(Wi)[28]：

(5)

式中：Component capacityi是第i項(xiàng)土壤質(zhì)量因子的因子負(fù)荷量；n為敏感性評(píng)價(jià)指標(biāo)的個(gè)數(shù)。

對(duì)土壤質(zhì)量指標(biāo)值進(jìn)行加乘合成，計(jì)算不同恢復(fù)措施草地土壤質(zhì)量綜合指數(shù)(SQI)：

(6)

式中：n為敏感性評(píng)價(jià)指標(biāo)的個(gè)數(shù)；m為所選主成分個(gè)數(shù)；k為第j個(gè)主成分的方差貢獻(xiàn)率。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同恢復(fù)措施土壤粒徑分布和分形維數(shù)

土壤粒徑分布是土壤物理基本特征之一，通過定量描述土壤粒徑，可以研究土壤的形成和結(jié)構(gòu)。分形維數(shù)(D)是判別土壤質(zhì)地的重要指標(biāo)，一般來說土壤分形維數(shù)越大，土壤抗侵蝕能力越強(qiáng)[29]。由表2可知，試驗(yàn)區(qū)土壤粒徑分布以粉粒為主，黏粒最低。各處理下，0～40 cm土壤黏粒以水平溝措施黏粒含量最高，其他3個(gè)處理間無顯著差異；土壤粉粒以放牧草地最高，魚鱗坑最低；土壤砂粒含量以魚鱗坑最高。除水平溝和魚鱗坑措施下土壤黏粒含量分別以0～10 cm、10～20 cm較低外，其他處理下土壤粒徑分布垂直變化不顯著(P>0.05)。0～40 cm土層土壤顆粒體積分形維數(shù)依次為水平溝>封育>魚鱗坑>放牧。

表2 不同恢復(fù)措施下土壤粒徑分布及其分形維數(shù)特征Table 2 Characteristics of soil particle size distribution and fractal dimension under different restoration measures

注：數(shù)據(jù)均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示；同列不同大寫字母表示不同處理間差異顯著，同列不同小寫字母表示同一處理不同土層間差異顯著(P<0.05)。

Note: Data are expressed as mean±standard error; different capital letters in the same column indicate significant differences among different treatments, and different lowercase letters in the same column represent significant differences among different soil layers (P<0.05).

2.2 不同恢復(fù)措施對(duì)土壤容重、持水性和孔隙度的影響

土壤容重反映土體的結(jié)構(gòu)、持水性和透氣性，與土壤質(zhì)地、有機(jī)質(zhì)含量以及管理方式密切相關(guān)[30]。由表3可以看出，0～40 cm土層放牧草地容重最高，為1.14 g·cm-3，土壤毛管持水量、飽和含水量、田間持水量以及總孔隙度放牧草地最低，其他3個(gè)處理間無顯著差異；各處理下土壤非毛管孔隙度和毛管孔隙度無顯著差異(P>0.05)。除封育草地毛管持水量、飽和含水量、田間持水量和總孔隙度在30～40 cm土層較低外，其他處理下土壤容重、持水性和孔隙度垂直變化差異不顯著(P>0.05)。

2.3 不同恢復(fù)措施對(duì)土壤養(yǎng)分含量的影響

不同處理下土壤養(yǎng)分含量變化各異(圖1)。0～40 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)、全氮和堿解氮含量為封育>放牧>魚鱗坑>水平溝，全磷含量變化為放牧≈封育>魚鱗坑>水平溝，速效鉀含量變化為放牧>封育>水平溝>魚鱗坑(P<0.05)。垂直變化方面，除魚鱗坑堿解氮在10～20 cm土層較高、水平溝全氮在10～20 cm較高外，其他處理下0～40 cm土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮、全磷、速效鉀含量總體隨土層加深而下降(P<0.05)。

表3 不同恢復(fù)措施草地對(duì)土壤容重、持水性和孔隙度的影響Table 3 Effects of different restoration measures on soil bulk density, water holding capacity and porosity

注：數(shù)據(jù)均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示；同行不同大寫字母表示處理間差異顯著，同列不同小寫字母表示同一處理不同土層差異顯著(P<0.05)。

Note: Data are expressed as mean±standard error; different capital letters in the same row represent significant differences among treatments, and different lowercase letters in the same column represent significant differences among different soil layers (P<0.05).

圖1 不同恢復(fù)措施下土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮、全磷和速效鉀含量Fig.1 The content of soil organic matter, total nitrogen, alkaline nitrogen, total phosphorus and available potassium under different restoration measures 不同大寫字母表示不同處理間0～40 cm土層差異顯著，不同小寫字母表示同一處理不同土層差異顯著(P<0.05)。Different capital letters indicate significant differences in 0-40 cm soil among different treatments, and different lowercase letters indicate significant differences in the same treatment with different soil layers (P<0.05).

2.4 土壤質(zhì)量的綜合評(píng)價(jià)

2.4.1評(píng)價(jià)指標(biāo)隸屬度值和權(quán)重的確定 應(yīng)用主成分分析法，對(duì)土壤理化指標(biāo)進(jìn)行無量綱化處理，得到不同恢復(fù)措施下土壤質(zhì)量指標(biāo)的隸屬度值(表4)。對(duì)各評(píng)價(jià)指標(biāo)進(jìn)行降維，確定主成分，其2個(gè)主成分特征值均>1，計(jì)算不同主成分土壤指標(biāo)權(quán)重(Wi)[1,28]，如表5所示。從特征值和方差貢獻(xiàn)率得出，各主成分評(píng)價(jià)指標(biāo)的影響大小為主成分1>主成分2。一般認(rèn)為，因子的負(fù)荷量越大，其在對(duì)應(yīng)主成分中的權(quán)重也越大[11]，土壤容重、田間持水量、毛管孔隙度、總孔隙度和速效鉀含量指標(biāo)為土壤質(zhì)量的驅(qū)動(dòng)因子。

2.4.2不同恢復(fù)措施下土壤質(zhì)量評(píng)價(jià) 不同處理下土壤理化性狀變化不盡相同，體現(xiàn)了土壤因子變化的復(fù)雜性。為了更加直觀、綜合反映不同處理對(duì)土壤理化性狀影響的綜合效果。根據(jù)土壤指標(biāo)隸屬度值(表4)及權(quán)重值(表5)，依據(jù)(6)式計(jì)算不同恢復(fù)措施下土壤質(zhì)量綜合指數(shù)，結(jié)果表明(圖2)，放牧、封育、水平溝和魚鱗坑措施土壤質(zhì)量綜合指數(shù)為0.337、0.719、0.348和0.281?？梢娤鄬?duì)于對(duì)照(放牧草地)，封育更有利于草地土壤理化性質(zhì)的改善，水平溝措施作用效果不明顯，而魚鱗坑措施土壤質(zhì)量低于放牧草地。

表4 不同恢復(fù)措施下土壤質(zhì)量因子及其隸屬度Table 4 Soil quality factors and their degree of membership under different restoration measures

A：土壤質(zhì)量因子數(shù)值Value of the soil quality factors; B：土壤質(zhì)量因子隸屬度值Membership function value of the soil quality factors.

表5 主成分貢獻(xiàn)率與土壤指標(biāo)權(quán)重Table 5 Values of component capacity and weights of the soil indexes

3 討論

土壤顆粒組成、容重、持水性和孔隙度是表征土壤水分及物理性質(zhì)的重要指標(biāo)，決定著土壤中水、氣、熱和生物狀況，封育是草地的自我修復(fù)、維持生態(tài)平衡和實(shí)現(xiàn)草地恢復(fù)的主要措施[31]。目前關(guān)于封育對(duì)草地恢復(fù)過程中群落結(jié)構(gòu)、植被物種組成以及土壤理化性狀的研究已有大量報(bào)道[32-34]。普遍得出，封育能增加地上生物量，對(duì)土壤理化性狀的改善具有積極作用，也有報(bào)道發(fā)現(xiàn)，長期封育凋落物的積累造成生物多樣性的減少[35]。草地地上植被與土壤相互作用形成統(tǒng)一的整體。本研究結(jié)果表明，不同恢復(fù)措施下，土壤理化性質(zhì)差異顯著。水平溝土壤顆粒組成分形維數(shù)增加明顯，封育草地次之，可見水平溝對(duì)土壤顆粒有明顯的攔截作用，能增加土壤中黏粒含量比例，起到蓄水保土的作用[18,36]。放牧草地家畜采食降低草地植物群落的高度和葉片面積，植物對(duì)降水的截留減小，徑流增加，草地土壤抗蝕性減弱；魚鱗坑也有攔蓄截流的作用，其效果不如封育草地顯著，可能與地上植被的蓋度有關(guān)[37]。

圖2 不同恢復(fù)措施下土壤質(zhì)量綜合指數(shù)Fig.2 Comprehensive index of soil quality under different restoration measures

前人研究發(fā)現(xiàn)隨著封育年限的增加，草地枯落物量和厚度呈遞增趨勢(shì)，枯落物的返還使得土壤容重減小[35]。本研究中，相比放牧草地，封育、水平溝和魚鱗坑恢復(fù)措施土壤容重均降低，持水性和總孔隙度增加，說明封育排除家畜采食和蹄踐作用，草地自然更新增加地上生物量和枯枝落葉的積累，促進(jìn)了植物根系生長，改善土壤物理特性[38-39]。草地干擾因素的減小有利于草地的自我修復(fù)[40]。有研究表明，封育時(shí)間的延長能增加土壤有機(jī)質(zhì)、全氮及堿解氮含量，但對(duì)全磷含量影響較小[41]。本研究中，封育能顯著的增加土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮含量，與前人的研究并不完全一致[42]。但與王玉紅等[16]研究發(fā)現(xiàn)草地土壤干擾越小，越有利于土壤養(yǎng)分的增加結(jié)果較為一致。放牧草地雖然有機(jī)質(zhì)、全氮和堿解氮含量低于封育草地，但高于水平溝和魚鱗坑，而且全磷含量與封育草地接近，速效鉀含量顯著高于封育草地，這與家畜采食促進(jìn)了土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化[43]、排泄物的返還增加了土壤養(yǎng)分[44]有關(guān)。土壤肥力的增加主要來源于動(dòng)植物殘?bào)w和根系分泌物，在適宜水熱狀況下，經(jīng)過微生物的分解作用重新返還土壤，因此土壤養(yǎng)分在土壤中的分布呈“具表效應(yīng)”[45-46]，但本研究中，由于水平溝和魚鱗坑整地使土層結(jié)構(gòu)發(fā)生了改變，土壤養(yǎng)分垂直變異性下降。

土壤質(zhì)量是土壤各因子的綜合體現(xiàn)，土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)以土壤功能為基礎(chǔ)，能體現(xiàn)自然因素和人類活動(dòng)對(duì)土壤的綜合影響[47]。在土壤質(zhì)量定量評(píng)價(jià)方法中，以主成分的方法應(yīng)用最為廣泛[48]。土壤質(zhì)量的變化受凋落物和人類干擾的影響，本研究中封育草地的土壤質(zhì)量得分最高，主要與地上植物枝、葉的返還量有關(guān)。水平溝和魚鱗坑整地破壞地上原有植被，植物生長對(duì)土壤養(yǎng)分的需求增加，此外植被枯落物的返還量小，呈現(xiàn)“供”“還”關(guān)系的不平衡，致使水平溝和魚鱗坑處理土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)得分低于封育草地。這與前人研究發(fā)現(xiàn)人工造林生態(tài)恢復(fù)和植被自然恢復(fù)對(duì)土壤質(zhì)量的影響結(jié)論相似[10]。

水平溝和魚鱗坑整地是寧夏黃土丘陵區(qū)乃至周邊地區(qū)在典型草原采取的較為普遍生態(tài)恢復(fù)工程措施，這是因?yàn)樗麄兡軌驍r蓄坡地徑流、減少水土流失。土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)結(jié)果表明封育措施最優(yōu)，這說明在黃土丘陵區(qū)草地恢復(fù)過程中，應(yīng)當(dāng)全面考慮，合理實(shí)施封育、水平溝和魚鱗坑措施。本研究基于生產(chǎn)實(shí)踐，對(duì)寧夏黃土丘陵區(qū)恢復(fù)時(shí)間較長的水平溝、魚鱗坑措施下的土壤理化性狀和土壤質(zhì)量進(jìn)行了進(jìn)一步深入研究，對(duì)當(dāng)?shù)赝嘶莸厣鷳B(tài)建設(shè)具有重要意義，但由于客觀原因，土壤微生物及酶活性等生物學(xué)性狀沒能測(cè)定，還需要今后進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

1)在寧夏黃土丘陵區(qū)典型草原，水平溝整地可增加土壤黏粒比例，魚鱗坑整地可增加砂粒比例。土壤粒徑分形維數(shù)以水平溝最高、封育草地次之、放牧草地最低。

2)封育、水平溝和魚鱗坑措施均可減小土壤容重，增加土壤的持水性，提高總孔隙度，但對(duì)土壤毛管和非毛管孔隙影響較小。各處理下土壤物理性狀垂直變異不顯著。

3)土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮和全磷含量整體以封育草地較高，魚鱗坑和水平溝較低；速效鉀含量以放牧草地最高，封育草地次之，魚鱗坑最低。土壤養(yǎng)分分布呈明顯的表聚性。

4)土壤質(zhì)量綜合指數(shù)呈封育>水平溝>放牧草地 >魚鱗坑。相對(duì)而言，封育改善草地土壤質(zhì)量最明顯。