土壤是地球上生物多样性最丰富的生境, 包括从微小的细菌和真菌到大型蚯蚓等生物^[1]。土壤生物多样性具有重要的生态功能, 如促进凋落物分解和养分循环、维持植物群落和演替, 同时为人类提供土壤发育、控制土壤侵蚀、控制农业害虫和维持初级生产力等生态服务功能^[2—3]。因此, 土壤生物多样性是目前土壤生态学领域重要的前沿热点问题^[4—5]。

我国刚颁布的“十四五”规划提出科学推进喀斯特地区石漠化综合治理, 提高生态系统自我修复能力和稳定性, 是长江、珠江流域的生态安全需要^[6]。我国喀斯特面积约占国土面积的1/3, 其中西南裸露型喀斯特区是全球三大碳酸盐岩连续分布区之一, 呈现峰林、峰丛、洼地、峡谷等地貌^[7]。这些地貌为许多生物构成了独特的小生境, 使西南山地成为全球34个生物多样性热点地区之一^[8]。但是我国喀斯特地区土层薄、土被不连续、岩石裸露, 人类不合理利用导致了生境退化甚至石漠化的发生和土壤生物多样性丧失^[9—10]。从“九五”规划到“十三五”规划, 在科技部等部门和地方政府的科研项目支持下, 石漠化治理采取了植被恢复与重建等生态修复的技术和模式^[11]。然而, 国外喀斯特地区人口压力舒缓, 人地矛盾不突出, 以保育(生态旅游、洞穴探险等)为主, 因此石漠化发生及生态修复研究鲜有报道^[12]。

土壤生物多样性在非喀斯特生境中研究广泛, 如我国森林、草原、农田等生态系统已有诸多报道^[13—15]。随着我国政府对生态环境问题的重视, 喀斯特生境相关研究也逐渐增多^[9]。国外喀斯特研究侧重于喀斯特水文地质、地下水资源与利用、洞穴及古气候记录等^{[12, 16]}, 以及气候^[17]、火烧^[18]对土壤生物的影响。目前我国喀斯特研究重点逐渐从传统岩溶过程向生态系统脆弱性、石漠化和生态修复等转变。根据这些研究, 本论文综述了我国喀斯特生境下石漠化及其生态修复下土壤生物多样性的差异, 以期明确石漠化及其生态恢复过程的影响, 探讨土壤生物多样性作为喀斯特生态修复的生物学指标的可能性, 从而为石漠化综合治理提供理论依据和参考资料。

1 喀斯特生境特征及其土壤生物多样性

喀斯特的岩溶作用是碳酸盐在碳循环、水循环和钙循环相互耦联系统中发生溶蚀或沉积^[19]。喀斯特地区土壤具有以下特征^[20—22]：①成土过程缓慢：土壤主要由碳酸盐岩溶蚀后残留酸不溶物堆积而成, 岩石中酸不溶物含量较少导致成土困难, 碳酸盐岩的平均风化速率为61.8 mm/1000 a, 成土速率为0.31—2.47 mm/1000 a；②空间异质性大：该地区存在多种土壤, 丘陵顶部、溶沟及排水不畅的低洼处多是黑色和棕色石灰土, 主要由酸不溶物风化残积而成, 土层薄且分布不连续, pH值较高；而峰林溶原、丘峰溶原等平坦地区主要是红色石灰土, 多由碳酸盐岩风化形成而呈酸性, 理化性质更接近于地带性土壤；③土层不连续：土体直接位于基岩之上, 缺乏正常土壤结构中的风化层(C层), 多呈淋溶-淀积型(A-B)或淋溶-淋溶淀积型(A-AB)型剖面。这些土壤性质结合独特水文地质、植被以及人类活动方面, 构成了环境容量小、变异敏感度高的喀斯特生态系统。

喀斯特生态系统异质性高且生态脆弱, 这些性质使土壤生物多样性迥异于非喀斯特地区^[23—24]。在贵州和广西的成熟林中, 喀斯特森林土壤细菌和真菌Shannon指数多样性(Shannon指数分别为5.09和4.11)高于非喀斯特森林(细菌和真菌分别为4.73和3.38), 这种多样性差异是由于喀斯特森林土壤具有较高总氮含量、土壤pH值和钙含量, 且凋落物积累、有机质分解和碳利用效率均高于非喀斯特森林^[24]。向昌国等^[25]研究发现, 云南省石林土壤生物的个体密度和类群数远低于同纬度、低海拔、非喀斯特森林生态系统。而宋理洪等^[26]运用荟萃分析表明喀斯特区域土壤动物隶属于5门15纲31类, 类群数与我国东北、东部、西部等地区相当, 原因是虽然该区域生境脆弱, 但有多种生态系统和小生境类型。该区域中小型土壤动物平均密度只有6000—19000个/m^2[26—27], 与四川丹棱人工林^[28]、重庆金佛山常绿阔叶林^[29]相当, 但远低于上海城市森林等生境^[30]。胡潇飞等^[31]研究了高原型喀斯特森林土壤线虫密度平均为207条/100 g干土, 低于非喀斯特森林土壤。土壤生物多样性受气候、海拔、植被和土地利用方式等影响, 其中人类干扰及植被退化是石漠化土壤生物个体数降低的重要原因^[32]。

2 石漠化及其生态修复对土壤生物多样性的影响

石漠化是在喀斯特脆弱生境下, 人类过度干扰造成植被退化、水土流失、生物多样性丧失、土地生产力衰退, 出现类似于荒漠化景观的演变过程, 是喀斯特地区土地退化的极端形式^[21]。2016年, 我国石漠化土地面积为1007万hm², 占国土面积9.4%^[33]。石漠化过程分为初期、中期、后期和完全石漠化4个阶段, 可对应退化植被类型次生乔林→乔灌林→灌木林或藤刺灌丛→稀疏灌草坡或草坡→稀疏灌草丛^[34]。Meta分析表明喀斯特无石漠化和石漠化地区中小型土壤动物密度分别为16269个体/m²和8466个体/m², 而类群数分别为12.9和11, 香农多样性指数分别为2.08和1.64—1.98^[26]。喀斯特生境退化包括石漠化都会降低土壤微生物物种和功能多样性^[35—36], 土壤动物的个体密度和类群数也呈现降低趋势^[26]。相反, 土壤生物多样性的提高表明生态修复措施促进了石漠化治理。

生态修复是利用生态学原理和方法, 对石漠化区域进行生态管理的系统工程, 包括林草植被保护和建设、草地建设和基本农田建设等^[37]。这些措施有效抑制了石漠化的发展趋势, 使得植被结构改善, 盖度逐步增加, 土壤生物多样性部分恢复^[38—39]。生态修复的植被演替方向是乔木林群落, 因此很多学者研究生态修复过程和效果时, 常采用植被演替类型替代不同修复阶段这种“空间代替时间”方法^[40]。植被恢复使土壤养分升高, 土壤微生物量和酶类活性逐渐上升, 同时真菌/细菌生物量比值增加^[40—41], 这有利于土壤固碳^[42]和生态系统的恢复^[43]。Hu等^[41]发现石漠化再造林完善了微食物网结构：提高了土壤生物多样性和群落指数, 增加了群落复杂性和功能多样性, 真菌逐渐主导分解过程。Zhao等^[40]研究发现喀斯特植被次生演替降低土壤生物丰富度和食物网复杂性, 原因可能是土壤生境变化(如pH降低)和资源限制性(如土壤有机碳含量下降)。总之, 生态修复一般能够增加土壤生物丰富度指数, 群落多样化、均匀化增加, 而优势度减小^[44]。

2.1 微生物

土壤微生物是地球上多样性最高、物种最丰富的生物类群之一, 是在大气圈、水圈、岩石圈和生物圈之间生物地球化学过程中的关键驱动者^[45—46]。目前喀斯特生境土壤微生物多样性研究, 采用了从传统菌落培养^[47]到微生物利用碳源不同的BIOLOG微平板法^[48]、基于微生物细胞膜磷脂脂肪酸(PLFA)差异的生物标记技术^{[40, 49]}、荧光实时定量聚合酶链式反应(Q-PCR)^[50]、限制性片段长度多态性(RFLP)技术、高通量测序等技术^{[48, 51]}。石漠化减少了喀斯特土壤有机质和养分, 导致土壤微生物生物量降低^{[36, 52]}。利用变性梯度凝胶电泳法(DGGE)等技术, Li等^[53]研究了贵州省普定县次生落叶阔叶林(无人为干扰)、灌木林和灌草生态系统(过度砍伐和放牧), 发现植被演替导致土壤微生物生物量、群落结构和功能发生改变。陈香碧等^[54]研究发现, 与原生林相比, 人为干扰农耕地和放牧等使土壤变形菌显著减少1/3以上。因此, 人为干扰和植被退化是石漠化中土壤微生物生物量降低和群落结构改变的重要原因。

生态修复及植被演替过程对土壤微生物群落结构产生了显著的影响。Zhu等^[48]采用PCR-DGGE和BIOLOG技术, 研究结果表明灌木丛、次生林、原生林的细菌多样性(3.24—3.32)、真菌多样性(2.52—2.87)和代谢多样性(3.03—3.17)均显著高于农田和草地(三个多样性数值范围分别为2.90—2.94, 2.10—2.14, 2.63—2.64), 但是原生林真菌多样性显著低于灌木丛和和次生林, 微生物生物量碳含量大小顺序为：次生林、原生林>灌木丛、草地>农田。而Qiu等^[55]研究发现草地0—10 cm土壤细菌多样性指数(8.85)显著高于林地(8.01)和灌丛(7.69)。Li等^[53]研究发现, 依照灌草丛、灌木林、次生落叶阔叶林的演替顺序, 细菌多样性逐渐降低而真菌多样性变化不显著, Liang等^[56]和胡芳等^[35]研究结果与之相似。Xue等^[57]发现植被恢复改变了土壤细菌多样性：草地、灌木林、混交林、次生林和纯林香农指数分别为6.21、6.18、5.58、5.56和4.72。经过30年免于人畜干扰等生态修复措施, 黄土高原退化草地的植被、细菌和真菌物种丰富度增加并具有正相关关系, 细菌和真菌的β多样性与植物β-多样性呈正相关关系, 植被演替和恢复土壤影响了微生物群落结构^[58]。总之, 通过促进植被演替、改善环境因子和减少人为干扰, 生态恢复措施增加土壤微生物多样性和改变微生物群落结构, 也增加了细菌和真菌相互作用的复杂度^[59]。

生态修复过程影响着土壤微生物群落结构, 反之微生物也参与了喀斯特生物地球化学过程。Tang等^[60]研究表明微生物分泌的碳酸酐酶参与了岩溶作用, 加速了白云岩和石灰岩的侵蚀^[61]。Lian等^[62]认为碳酸岩的风化作用包括生物风化和酶风化, 即微生物生长如真菌菌丝体能够促进岩石粉碎, 真菌和细菌分泌的酶类也降解碳酸岩。有些土壤微生物能够促使土壤固定更多CO₂, 进而诱导土壤碳酸钙的形成^[63]。因此, 喀斯特生境下微生物积极参与了土壤碳循环并促进土壤发育。

2.2 原生动物

原生动物是小型土壤动物, 主要包括鞭毛虫、肉足虫和纤毛虫等类群^[64]。原生动物通过取食植物根系、改变根际养分有效性和分布性影响根系呼吸量, 同时增加根系生物量、细根和根尖数, 呈更细长的多分支结构^[65]。与石漠化相比, 人工林经过生态修复2年、4年、8年和12年后, 土壤原生动物个体密度分别增加了9%、19%、37%和49%, 香农指数从2.59增长到2.71, 类群数从17个目增加到22个目, 这说明原生动物的数量和群落多样性随着生态修复的进行而显著提高, 与土壤基本肥力改善密切相关^[64]。在非喀斯特地区, 宁应之等^[66]研究甘肃陇南退耕还林0—10年样地, 发现随着恢复年限的延长, 纤毛虫群落结构复杂化, 物种数、密度和多样性指数都呈增长趋势, 其中生态修复条件下土壤有机质和铵态氮含量变化是主要影响因素。甘肃省甘南退化草地进行退牧还草10、15、20年后, 纤毛虫的物种分布与未退牧草地有显著差异, 纤毛虫物种均匀度指数和物种多样性增高^[67]。生态修复可以改变土壤环境条件, 进而影响原生动物群落结构和多样性。

2.3 线虫

线虫食性多样并存在于土壤食物网各个营养级和能量通道, 维持着生态系统的稳定性、物质循环和能量流动^[68—69]。向昌国等^[25]研究云南省石林风景区发现随着自然灌丛、次生柏树、原生草地、次生草地和裸露红土地等植被演替, 线虫个体密度由35条/m²降低到2条/m²。Hu等^[41]研究发现香椿林经过4、8、16年的生态修复, 退化生态系统下土壤线虫的个体密度(191→785个/100 g干土)、类群数(23→34个类群)和多样性指数(2.14→2.96)显著提高, 同时食真菌线虫/食细菌线虫生物量之比增大, 这说明真菌分解途径重要性逐渐增加。胡潇飞等^[31]研究发现喀斯特森林土壤线虫密度显著低于非喀斯特森林(平均207条/100 g干土, 范围在26—509条/100 g干土之间), 主要原因是土壤浅薄且分布不连续。因此, 喀斯特地区线虫群落结构和功能团对植被演替过程和土壤环境变化非常敏感。

线虫群落结构和多样性对于非喀斯特环境变化也比较敏感。Zhao等^[70]在厚荚相思(Acacia crassicapa)幼龄林设计人工实验, 研究发现投入凋落物和根条件下, 线虫丰富度分别增加了17.3%和35.3%, 凋落物投入改变了线虫营养级构成, 降低了食真菌线虫和食细菌线虫之比, 提高了成熟度指数和结构指数, 食物网结构更加复杂, 而根对此影响有限。耿德洲等^[71]研究发现黄土高原区随着种植苜蓿年限(1、2、6、12年)增加, 食细菌线虫和植食性线虫比例总体呈上升趋势, 成熟度指数逐渐减小。而吴东辉等^[72]研究松嫩平原中度退化草地, 发现围栏封育比种植苜蓿更能显著提高土壤线虫的个体密度和群落多样性。生态修复通过改变植物和微生物的生物量和多样性从而引起线虫群落结构的改变, 因此线虫可以作为生态修复的生物学指标^[73]。

2.4 微节肢动物

微节肢动物在土壤食物网占多个营养级, 在土壤生态系统中发挥着重要作用^[74]。依据微节肢动物的食性, 可分为食细菌螨、隐气门亚目螨、杂食性非隐气门亚目螨、食线虫螨、捕食性螨、杂食性弹尾目以及捕食性弹尾目等7个功能群^{[44, 74]}。蜱螨目和弹尾目在各种喀斯特生境如原生样地、石漠化样地和生态修复样地及不同植被和土地利用方式都有发现, 且属于优势类群^{[25, 75—76]}。李宜蓉等^[44]研究表明, 生态修复中植被演替阶段提高了微节肢动物营养功能群的丰富度(41%)、均匀度(250%)、香农指数(105%), 其中弹尾目只存在于灌木林和原始森林样地, 而蜱螨目在所有样地都存在且占个体总数的85%。云南石林景区植被演替导致微节肢动物的数量和优势度逐渐下降, 自然灌丛下蜱螨目和后孔寡毛目占绝对优势, 而次生柏树和草地土壤弹尾目和线虫趋向于优势种群^[26]。

土壤螨类属于节肢动物蛛形纲蜱螨亚纲, 体型小且种类数量丰富, 是陆地生态系统的重要分解者^[77]。石漠化程度的加重将显著降低螨类个体数、类群数和多样性指数, 而生态修复逆转了这种趋势。贵州省贞丰石漠化治理示范区中从潜在石漠化到强度石漠化, 螨类个体数、类群数和多样性指数分别降低了74%、33%和13%^[78]。在同一地区强度石漠化样地, 3种生态修复模式(花椒、金银花和花椒+金银花)提高了螨类类群数和香农多样性指数, 但是个体数仍然比潜在石漠化样地大约低50%^[79]。与低频度/无干扰和单一干扰相比, 自然林下高频度干扰和双重干扰对螨类多样性指数和群落结构影响更大^[80]。因此, 减少人为干扰是生态修复改善土壤螨类生境的重要因素。

2.5 蚯蚓和线蚓

蚯蚓在土壤有机质降解、营养循环和土壤形成中发挥重要作用, 它是对土壤肥力产生重要影响的无脊椎动物类群之一, 被称为“生态系统工程师”^[81]。蚯蚓活动及其生态功能受喀斯特植被、母岩和土地利用等综合影响, 可以指示土壤生态系统健康水平^[25]。在贵州花江石漠化治理示范区, 潜在和强度石漠化原生样地都没有收集到蚯蚓, 采用生态修复后, 植被发育提高了蚯蚓的个体密度、类群数和多样性指数(除灌木林), 其中香农多样性指数大小顺序为核桃林(0.77)>荒草地(0.59)>刺梨林(0.39)>灌木林和石漠化地(0)^[82]。蚯蚓数量和种类的增加加速分解凋落物, 促进植物养分吸收, 促进团聚体形成和改善土壤结构, 进一步提高了生态修复效果^[81]。向昌国等^[25]研究云南省石林风景区乃古景区, 发现喀斯特不同植被下线蚓数量(条/m²)大小为：自然灌丛(6)>柏树林(4)>高草地、稀草地(1)>裸露地(0), 说明植被破坏直接影响到线蚓数量。在贵州喀斯特高原峡谷区, 不同程度石漠化样地中线蚓出现在无石漠化样地, 且数量稀少, 因此可作为喀斯特环境恶化的生态指示生物^[83]。刘满强等^[84]研究发现退化红壤植被恢复10年蚯蚓密度和生物量明显增加, 表明土壤侵蚀退化及植被破坏对蚯蚓种群有严重影响。另一方面, 蚯蚓可以通过自身活动(如掘穴、搅动、取食、消化和分泌等)直接促进团聚体形成、养分循环和调控微生物活性, 在退化土壤的生态修复中发挥一定的应用潜力^[85]。

3 生态修复的土壤生物学指标

与非喀斯特生境相比, 喀斯特生境土壤薄且不连续, 人类过度干扰导致水土流失对土壤生物多样性影响更大。在喀斯特地区环境监测方面, 土壤生物多样性能提供生态修复的生物学指标^{[9, 86]}。这些生物学指标具有一定土壤功能且对生态修复中植被演替具有敏感性, 因此能够适应于喀斯特生境^[86]。土壤微生物在喀斯特生物地球化学循环、植被演替和岩溶作用中发挥着重要作用, 也是土壤健康和肥力的重要指标^{[39, 61]}。通过改变植被多样性和组成、土壤pH和底物性质, 生态修复影响了土壤微生物的生物量、群落结构和/或行为^{[39, 86]}。比如植被正向演替提高了土壤有机碳的质量分数, 真菌、细菌及参与碳氮循环的功能微生物数量和生物量都显著提高, 微生物的碳源代谢多样性也呈现增加趋势^[87]。Zhou等^[43]综合了85个年代序列研究, 发现植被次生演替提高了真菌/细菌比例, 有利于生态系统功能恢复^[88]。随着植被修复时间延长, 土壤细菌和真菌相互作用复杂度增加, 比如固氮细菌和丛枝菌根真菌相互作用增强提高了植物营养的转换和吸收^{[23, 89]}。因此, 土壤微生物多样性是指示石漠化生态修复的重要生物学指标。

土壤动物调控凋落物分解和养分释放、改变土壤微环境、影响土壤微生物群落, 是生态系统功能的重要驱动因子^[26]。土壤动物个体数、类群数和多样性指数, 随着石漠化程度加剧和植被退化逐渐减少^[76], 随生态修复而得到恢复^[41]。线虫世代时间短, 对土壤环境扰动高度敏感, 占据多个营养级并影响着细菌、真菌和原生动物群落, 因此成为土壤健康的生物学指标^[68]。向昌国等^[25]研究发现由于喀斯特土壤浅薄且不连续, 导致喀斯特森林土壤线虫密度显著低于非喀斯特森林。在线虫多样性研究中, 技术成本少且由于用户友好Q-PCR技术推广, 采用线虫作为生态修复的生物学指标的可能性增加^[86]。土壤螨也是常见的优势动物类群, 对环境扰动十分敏感, 土地利用变化、植被砍伐和土壤污染等都会改变螨群落结构, 常用来指示石漠化程度和生态修复的效果^[78—79]。李宜蓉等^[44]等研究认为隐气门亚目螨和捕食性螨或可用来指示生态修复过程中土壤环境变化。因此, 土壤动物也可以作为生态修复过程和效果的生物指标。

喀斯特地区具有多种生态系统和小生境类型, 土壤生物学指标需要反映这种高度异质性。同时, 土壤生物群落具有明确的等级关系, 监测土壤生物多样性需要在多种组织水平(个体、种群、群落和生态系统)和空间水平(如实验小区、农田、景观水平)上进行^[86]。单个生物学指标无法完全指示喀斯特、石漠化和生态修复等生境的演变, 只有发展一系列、经过验证的生物学指标才能满足要求。基于土壤生物多样性, 土壤食物网和微食物网模型综合了土壤有机质、微生物、线虫、微节肢动物和原生动物等, 成功地量化了生物间养分和碳元素的流动, 区分了具有不同碳周转速率的细菌途径和真菌途径的碎屑分解过程, 因此可以用来表征土壤环境变化和生态修复的影响^{[41, 86]}。

4 总结与展望

我国喀斯特地区具有多种生态系统和小生境类型, 同时是土层薄、土被不连续、岩石裸露的生态脆弱区, 人类过度干扰导致了石漠化的发生和土壤生物多样性丧失。本文综述了生态修复对石漠化土壤生物多样性的影响, 表明了石漠化降低了土壤微生物生物量, 改变了微生物群落结构和功能, 减少了土壤动物的个体数和类群数, 而生态修复过程伴随着植被正向演替, 一定程度上逆转了这种衰退趋势。由于石漠化生态修复下土壤生物多样性研究刚刚开始, 本文建议加强以下方面的研究：

(1) 完善生态修复的土壤生物学指标：土壤生物数量众多, 有些甚至无法通过传统方法鉴定, 而且传统鉴定需要专业知识且消耗大量时间, 这限制了土壤生物多样性研究在喀斯特生境中的应用。高通量测序和Q-PCR等技术发展使土壤微生物和线虫研究更加方便, 在一定程度上解决了在喀斯特生境中的应用难题。因此, 通过宏基因组学、宏蛋白质组学和同位素探针技术等, 加强不同土壤生物营养级物种间协同关系及土壤食物网研究, 开展土壤生物同地上植被耦合关系研究, 进一步明确不同生境和植被类型对土壤生物多样性指标的影响；

(2) 加强土壤生物多样性在生态修复过程中的功能研究：喀斯特土壤生物研究侧重于物种多样性的数量变化特征, 而缺乏对生物多样性的功能研究。比如土壤微生物和动物可以调节植被次生演替^[88], 而促进丛枝菌根真菌定殖可以提高植被根部养分吸收能力^[52]。生态系统功能恢复是生态修复目的之一, 土壤生物多样性和生态系统功能的关系更多依赖于土壤生物群落结构和功能多样性, 加强这方面研究可明确土壤生物多样性在生态修复的作用机制；

(3) 建立长期野外生态试验观测站：石漠化综合治理开展时间短, 且一些土壤生物对于生态修复或植被演替反应缓慢, 因此多以“空间代替时间”进行生态修复研究, 即以植被演替类型模拟石漠化生态修复过程。这种替代方法无法反映全球变化下生态修复过程和效果, 本文建议在石漠化治理区域设立长期试验观测站, 以实现从真正的时空演变尺度上研究土壤生物多样性对生态修复的响应, 以及和地上植被关系。