地震滑坡跡地的植物群落與土壤恢復效果評價

段晨松,張全建,龔 旭,張遠彬

1 中國科學院水利部成都山地災害與環境研究所, 成都 610041 2 中國科學院大學, 北京 100049

地震滑坡是大陸山區大地震活動中最常見且破壞最大的次生地質災害,其不僅給山區人民生命財產和經濟建設帶來重大損失,而且對區域生態系統造成巨大破壞,已成為制約山區發展的主要因素之一[1-2]。1999年臺灣大地震誘發的滑坡達20000多處,面積約11 km2,對生物棲息地和地表景觀造成不同程度的破壞[3]；2008年汶川大地震,滑坡造成的損毀面積高達1103 km2,四川森林生態系統服務價值損失約1055.88億元[4]；2015年尼泊爾廓爾喀大地震誘發的滑坡約24915處,面積達87 km2[5]；2016年日本熊本大地震誘發的滑坡占流域面積的2.20%,造成的林業損失約10.81億元,對地表植被造成極大損毀,影響區域生態系統服務與可持續發展[6]；2018年北海道地震滑坡6000多處,面積達400 km2,在很大程度上改變了土地覆蓋[7]。地震滑坡災害不僅損毀區域內植被及野生動物棲息地,使動植物生境破碎化,生物多樣性逐漸降低；而且嚴重破壞土壤結構,影響土壤質量,干擾土壤生物,帶來一系列生態問題,導致區域生態系統服務功能下降,威脅區域生態安全[8-9]。

為了加快震后生態環境的恢復重建,社會各界積極著手災區恢復工作,地震滑坡跡地通常采用人工恢復和自然恢復兩種方式。其中,自然恢復方式是自然主導下的演替恢復,不通過人工輔助手段,完全依靠自然演替恢復受損或退化生態系統；而人工恢復是人類主導下的恢復演替,通過輔以人工措施,往往在一定程度上可以加快受損或退化生態系統的恢復,如采取抗滑樁、排水孔、水平階等工程措施及種草、植樹等植被恢復措施[10-11]。

目前,已有不少學者對地震滑坡跡地的植物群落或土壤性質進行調查研究,主要是針對某局部區域或某幾個地震滑坡跡地分析其植物群落特征,或通過“空間替代時間”分析其土壤恢復情況,還有一些學者結合RS和GIS等方法探討地震滑坡跡地的植被恢復狀況或土壤養分空間分布特征[12-14]；也有學者應用簡單相關、灰色關聯等方法分析植物群落與土壤性質的關系,而對地震滑坡跡地的植物群落與土壤在不同恢復方式下的綜合恢復效果鮮有研究報道[15-16]。龍門山因其特殊的地理位置和復雜的地質構造,是地質災害高易發的活動斷裂帶,同時是我國極其重要的生態屏障區,5·12汶川地震對區域植被和土壤造成極大損毀,嚴重威脅區域生態安全,而龍門山東坡人居環境更為重要,需密切關注震后的生態恢復情況。

本文以四川龍門山東坡的地震滑坡跡地為研究對象,通過調查分析不同恢復方式下的植物群落特征和土壤性質,了解滑坡跡地的植物群落和土壤恢復情況；并基于模糊數學模型,結合主成分分析,定量評價地震滑坡跡地的植物群落與土壤綜合恢復效果,分析栽植喬木樹種和整地方式(水平階整地、穴狀整地)對地震滑坡跡地綜合恢復率的影響。為震后區域生態系統的快速恢復以及地震滑坡跡地生態恢復措施的完善提供理論依據,對區域生態建設具有重要的現實指導意義。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

四川龍門山位于成都平原西北方向,是川西高原與四川盆地的天然分界線,其地理位置為102.80°—106.22°E,30.62°—33.38°N。龍門山后山斷裂(茂縣—汶川斷裂)、中央斷裂(北川—映秀斷裂)和前山斷裂(安縣—都江堰斷裂)構成了龍門山斷裂帶,頻繁的構造運動使得該區域的地質條件、巖性等變得脆弱,呈現出高山和深谷相間的地貌格局,在龍門山東西向約70—150 km的水平距離內,垂直高差達4000 m左右,地形陡峻。以龍門山脈為界,東坡為亞熱帶濕潤季風氣候,多年平均年降水量1000—2200 mm,年均溫15.0℃左右；西坡主要為岷江干旱河谷區,多年平均年降水量500—800 mm,年均溫12.0℃左右。龍門山東坡的植被類型隨著海拔的增加依次為常綠闊葉林、常綠落葉闊葉混交林和亞高山針葉林；西坡的植被類型沿著海拔梯度依次為干旱河谷灌叢、針闊混交林、亞高山針葉林。龍門山東坡的土壤類型主要為黃壤、山地黃棕壤和灰棕壤；西坡土壤類型主要為燥褐土、石灰性褐土、棕壤,河谷褐土發育,土壤結構松散。龍門山東西坡的人口分布明顯不均衡,東坡人口密度較大,人居環境更為重要,需密切關注地震災區的生態恢復情況[17]。

1.2 試驗設計

在龍門山東坡選擇4個樣區,每個樣區選取海拔、坡度、坡向等基本一致的人工恢復地震滑坡跡地(A)、自然恢復地震滑坡跡地(N)和鄰近未受損區(C)(圖1)。所選取的地震滑坡跡地均是由5·12汶川地震產生的完整碎石滑坡,且未發生二次滑坡。各樣區的經度、緯度、海拔、坡度、坡向等基本信息見表1。2018年4月,采集土壤樣品,在每個樣區按S形布置9個采樣點,每個樣點采0—20 cm的表層土壤約1 kg,并用100 cm3的環刀采集土樣用于測定土壤物理性質,將一部分鮮土放入4℃冰箱保存用于測定土壤生物性質。2018年9月,進行植物群落調查,在每個樣區的坡上、坡中、坡下分別隨機布設1個10 m×10 m的樣地調查喬木群落,記錄喬木層的植物名稱、樹高(m)、胸徑(cm)、郁閉度(%)、物候等；按S形設置9個2 m×2 m的灌木樣方(與土壤采樣點相對應),記錄灌木層的植物名稱、株高(cm)、基徑(mm)、層蓋度(%)、物候等；在每個灌木樣方內隨機布設1個1 m×1 m的草本樣方,記錄草本層的植物名稱、株高(cm)、株數、層蓋度(%)、物候等；并在每個灌木樣方隨機布設1個50 cm×50 cm的小樣方,將草本層的地上植物全部收獲,用于測定草本層的地上生物量。

圖1 龍門山區及采樣區分布示意圖

表1 樣區基本信息

1.3 測定方法

土壤機械組成用馬爾文激光粒度儀測定,土壤粒級根據國際制劃分標準,土壤黏粒(0, 0.002]mm、粉粒(0.002, 0.02]mm、砂粒(0.02, 2]mm；土壤容重和孔隙度用環刀法測定；土壤pH值采用電位法測定；土壤有機質含量采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定；全氮含量采用開氏蒸餾法測定；全磷含量采用NaOH熔融-鉬銻抗比色法測定；全鉀含量采用NaOH熔融-火焰光度法測定；堿解氮含量采用堿解擴散法測定；有效磷含量采用NaHCO3浸體-鉬銻抗比色法測定；速效鉀含量采用NH4OAc浸體-火焰光度法測定；土壤陽離子交換量采用蓋德洛依茨法測定；土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸-重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定；土壤微生物生物量氮采用氯仿熏蒸-開氏蒸餾法測定；土壤脫氫酶活性采用TTC還原法測定；蛋白酶活性采用茚三酮比色法測定；脲酶活性采用靛酚藍比色法測定；磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法測定；蔗糖酶活性采用磷酸銅比色法測定[18]。

植物樣品先在105℃下殺青30 min,然后在75℃下烘至恒重,用于測定草本層的地上生物量。

1.4 數據分析

1.4.1植物群落α多樣性指數

Margalef豐富度指數Dm[19]

式中,M為群落中的物種數,N為總的個體數。

Simpson優勢度指數Ds[20]

式中,ni為第i個種的個體數,N為總的個體數。

Shannon-Wiener多樣性指數H[21]

式中,M為群落中的物種數,Pi為第i個種的個體數占所有種個體數的比例。

Pielou均勻度指數J[22]

式中,M為群落中的物種數,H為Shannon-Wiener多樣性指數。

1.4.2恢復率

用ΔR表示綜合得分的變化率,以更好地解釋與自然恢復相比,人工恢復地震滑坡跡地植物群落與土壤的綜合恢復率。

式中,SA是人工恢復地震滑坡跡地的綜合得分,SN是自然恢復滑坡跡地的綜合得分。

1.4.3統計分析

本文數據運用IBM SPSS Statistics 22進行分析,對采取不同人工措施的地震滑坡跡地的植物群落與土壤的綜合恢復率進行t檢驗；對人工恢復、自然恢復地震滑坡跡地和未受損區的植物群落特征和土壤性質,喬木層、灌木層和草本層的α多樣性指數,以及土壤機械組成的差異做單因素方差分析(One-way ANOVA),并采用Tukey方法進行顯著性檢驗。所有數據均用平均值±標準誤表示。統計結果使用軟件SigmaPlot 10.0制圖。

1.5 綜合恢復效果評價

1.5.1構建評價指標

綜合考慮植物群落特征和土壤性質,本研究選取了37個候選指標,分別是：喬木層郁閉度(Ct)、喬木層Margalef豐富度指數(Dmt)、喬木層Simpson優勢度指數(Dst)、喬木層Shannon-Wiener多樣性指數(Ht)、喬木層Pielou均勻度指數(Jt)、灌木層蓋度(Cs)、灌木層Margalef豐富度指數(Dms)、灌木層Simpson優勢度指數(Dss)、灌木層Shannon-Wiener多樣性指數(Hs)、灌木層Pielou均勻度指數(Js)、草本層蓋度(Ch)、草本層Margalef豐富度指數(Dmh)、草本層Simpson優勢度指數(Dsh)、草本層Shannon-Wiener多樣性指數(Hh)、草本層Pielou均勻度指數(Jh)、草本層地上生物量(Bh)、土壤黏粒含量(Clay)、粉粒含量(Silt)、砂粒含量(Sand)、容重(BD)、孔隙度(P)、pH值(pH)、有機質含量(SOM)、全氮含量(TN)、全磷含量(TP)、全鉀含量(TK)、堿解氮含量(AN)、有效磷含量(AP)、速效鉀含量(AK)、陽離子交換量(CEC)、微生物生物量碳(MBC)、微生物生物量氮(MBN)、脫氫酶活性(DA)、蛋白酶活性(ProA)、脲酶活性(UA)、磷酸酶活性(PhoA)和蔗糖酶活性(SA)。

運用主成分分析,首先,根據特征值不小于1和累積方差貢獻率不小于85%,提取主成分。然后,在每個主成分中,選出不小于最大載荷值90%的指標,對其進行Pearson相關分析,將相關系數之和最大的指標作為評價指標；若相關系數之和最大的指標不止一個,則選取載荷值較大的指標；若不小于最大載荷值90%的指標只有一個,則該指標直接作為評價指標[23]。

1.5.2指標權重

根據主成分分析得到所選取指標的公因子方差,計算各指標的權重Wi。

式中,n是綜合評價的指標個數,Ci是第i個指標的公因子方差。

1.5.3綜合評價模型

基于模糊數學模型,計算植物群落與土壤性質的綜合得分S。S值越大,表示地震滑坡跡地的植物群落與土壤綜合恢復效果越好,反之則越差。

式中,n是綜合評價的指標個數,Wi是指標i的權重,Fi是指標i離差標準化后的值。

2 結果與分析

2.1 不同恢復方式的植物群落特征

2.1.1物種組成

地震滑坡跡地除人工栽植的榿木(Alnuscremastogyne)、刺槐(Robiniapseudoacacia)、柳杉(Cryptomeriafortunei)外,還主要有山槐(Albiziakalkora)、鹽膚木(Rhuschinensis)等喬木。灌木層和草本層均具有明顯優勢種,灌木層以蠟蓮繡球(Hydrangeastrigosa)、火棘(Pyracanthafortuneana)、川莓(Rubussetchuenensis)、粉花繡線菊(Spiraeajaponica)等為主；草本層以陰地蒿(Artemisiasylvatica)、藎草(Arthraxonhispidus)、芒(Miscanthussinensis)、打破碗花花(Anemonehupehensis)、問荊(Equisetumarvense)等為主。樣區1地震滑坡跡地和未受損區的共有種是蠟蓮繡球、陰地蒿、打破碗花花、求米草、顯子草、黃鵪菜等,樣區2的共有種為榿木、陰地蒿、打破碗花花等,樣區3的共有種有川莓、粉花繡線菊、空心泡、藎草、糯米團、序葉苧麻、薄葉新耳草、軟刺蹄蓋蕨等,樣區4的共有種為柳杉、杉木等(表2)。

2.1.2數量特征

人工恢復和自然恢復地震滑坡跡地的喬木層平均高度和平均胸徑顯著小于鄰近未受損區(P<0.05,圖2)；人工恢復與自然恢復的喬木層平均高度和平均胸徑均差異不顯著(P>0.05,圖2)。

圖2 各樣區喬木層的平均高度和平均胸徑

人工恢復地震滑坡跡地的灌木層平均基徑與鄰近未受損區無顯著性差異(P>0.05,表3),自然恢復滑坡跡地的灌木層平均基徑、蓋度與鄰近未受損區差異不顯著(P>0.05,表3)。栽植不同樹種的地震滑坡跡地的灌木層平均高度、基徑和蓋度存在一定差異。樣區1-A的灌木層平均蓋度顯著大于未受損區,而樣區2-A顯著小于未受損區(P<0.05,表3)；樣區3-A的灌木層平均高度大于未受損區(P>0.05,表3),而樣區4-A顯著小于未受損區(P<0.05,表3)。樣區1-A的灌木層平均高度、基徑和蓋度大于自然恢復,而樣區2-A小于自然恢復(P>0.05,表3),平均蓋度的差異顯著(P<0.05,表3)；樣區3-A的灌木層平均基徑顯著小于自然恢復(P<0.05,表3),而樣區4-A大于自然恢復(P>0.05,表3)。

栽植不同樹種的地震滑坡跡地的草本層平均高度和蓋度存在一定差異。樣區1-A的草本層平均蓋度顯著小于未受損區,而樣區2-A顯著大于未受損區(P<0.05,表3),樣區1-A和2-A的草本層平均高度均大于未受損區,無顯著性差異(P>0.05,表3)；樣區3-A的草本層平均高度小于未受損區(P>0.05,表3),而樣區4-A顯著大于未受損區(P<0.05,表3),樣區3-A和4-A的草本層平均蓋度均顯著大于未受損區(P<0.05,表3)。自然恢復滑坡跡地的草本層平均高度和蓋度均大于鄰近未受損區。樣區1-A的草本層平均蓋度顯著小于自然恢復(P<0.05,表3),而樣區2-A顯著大于自然恢復(P<0.05,表3)；樣區3和4的人工恢復滑坡跡地的草本層平均高度和蓋度與自然恢復無顯著性差異(P>0.05,表3)。采取不同整地方式的地震滑坡跡地的草本層地上生物量存在一定差異。樣區1-A和2-A的草本層地上生物量小于鄰近未受損區,而樣區3-A和4-A的草本層地上生物量大于未受損區(P>0.05,表3)。樣區1-A和2-A的草本層地上生物量大于自然恢復,而樣區3-A和4-A小于自然恢復(P>0.05,表3)。

表3 各樣區灌木層和草本層的數量特征

2.1.3多樣性

各樣區垂直層的Margalef豐富度指數、Simpson優勢度指數、Shannon-Wiener多樣性指數和Pielou均勻度指數計算結果顯示,地震滑坡跡地的草本層α多樣性與鄰近未受損區無顯著性差異(P>0.05,圖3)；人工恢復地震滑坡跡地的喬木層α多樣性小于鄰近未受損區；自然恢復地震滑坡跡地的灌木層Simpson優勢度指數和Pielou均勻度指數與未受損區差異不顯著(P>0.05,圖3)。人工恢復與自然恢復滑坡跡地的灌草層α多樣性均無顯著性差異(P>0.05,圖3)。人工恢復滑坡跡地的α多樣性呈現出草本層大于喬木層,自然恢復的草本層α多樣性大于灌木層。

圖3 各樣區垂直層的α多樣性

2.2 不同恢復方式的土壤性質

各樣區的土壤黏粒含量均顯著小于粉粒含量和砂粒含量(P<0.05,表4)。除樣區1-N外,地震滑坡跡地的土壤容重顯著大于鄰近未受損區(P<0.05,表4),土壤孔隙度顯著小于未受損區(P<0.05,表4)。人工恢復與自然恢復地震滑坡跡地的土壤容重和孔隙度均無顯著性差異,樣區1-A和4-A的土壤容重大于自然恢復(P>0.05,表4),土壤孔隙度小于自然恢復(P>0.05,表4)；樣區2-A和3-A的土壤容重小于自然恢復(P>0.05,表4),土壤孔隙度大于自然恢復,無顯著性差異(P>0.05,表4)。

人工恢復地震滑坡跡地的土壤有機質、全氮和堿解氮含量顯著小于鄰近未受損區(P<0.05,表4)；自然恢復滑坡跡地的土壤全磷、堿解氮和有效磷含量顯著小于未受損區(P<0.05,表4)；地震滑坡跡地的土壤pH值和陽離子交換量與未受損區差異顯著,樣區1、2和3的顯著大于未受損區,樣區4的顯著小于未受損區(P<0.05,表4)。栽植不同樹種的地震滑坡跡地的土壤化學性質存在一定差異。樣區1-A的土壤全磷含量顯著小于1-N,而樣區2-A的土壤全磷含量顯著大于2-N(P<0.05,表4)；樣區1-A的土壤全磷含量顯著大于1-N,而樣區2-A的土壤全磷含量顯著小于2-N(P<0.05,表4)；樣區3-A的土壤堿解氮含量顯著小于3-N,而樣區4-A的土壤堿解氮含量顯著大于4-N(P<0.05,表4)。采取不同整地方式的地震滑坡跡地的土壤全鉀含量差異顯著,樣區2-A的土壤全鉀含量顯著小于2-N,而樣區3-A的土壤全鉀含量顯著大于3-N(P<0.05,表4)。

表4 各樣區的土壤性質

地震滑坡跡地的土壤微生物生物量碳、微生物生物量氮以及脫氫酶、蛋白酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性小于鄰近未受損區。樣區1-A和3-A的土壤微生物生物量碳、微生物生物量氮以及脫氫酶、蛋白酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性小于自然恢復,而樣區2-A和4-A的大于自然恢復。

2.3 綜合恢復效果

通過主成分分析,提取了7個主成分,累計貢獻率達86%。第1主成分中的主要影響因子有SOM、TN、AN、MBC、MBN、DA、ProA、UA、SA；第2主成分中的主要影響因子有Dmt、Dst、Ht、Jt；第3主成分中Clay為主要影響因子；第4主成分中的主要影響因子有Ct、BD和P；第5主成分中Hh為主要影響因子；第6主成分中的主要影響因子有Cs、JS、Jh、TK；第7主成分中Dsh為主要影響因子。結合相關分析,選取了7個評價指標,分別是：ProA、Ht、Clay、P、Hh、JS和Dsh(表5)。

根據所選取評價指標的權重和標準化值(表5),構建出植物群落特征與土壤性質的綜合評價模型：

表5 綜合評價指標及其權重

S=0.16×F(ProA)+0.16×F(Ht)+0.12×F(Clay)+0.15×F(P)+0.14×F(Hh)+0.15×F(Js)+0.13×F(Dsh)

綜合評價模型的分析結果顯示,地震滑坡跡地的植物群落特征與土壤性質綜合得分小于鄰近未受損區。其中,人工恢復和自然恢復滑坡跡地的土壤蛋白酶活性、喬木層Shannon-Wiener指數、土壤孔隙度和灌木層Pielou指數得分均小于鄰近未受損區(圖4)。人工恢復地震滑坡跡地的綜合得分小于自然恢復,其中,人工恢復滑坡跡地的土壤蛋白酶活性、喬木層Shannon-Wiener指數、草本層Shannon-Wiener指數和灌木層Pielou指數得分均小于自然恢復,土壤黏粒含量得分大于自然恢復滑坡跡地(圖4)。

圖4 各樣區的植物群落特征與土壤性質綜合得分

與自然恢復相比,樣區3-A的植物群落與土壤綜合恢復率大于0,樣區1-A、2-A和4-A的綜合恢復率均小于0。樣區1-A的綜合恢復率高于2-A,差異不顯著(P>0.05,圖5),樣區3-A的綜合恢復率顯著高于樣區2-A和4-A(P<0.05,圖5)。地震滑坡跡地在進行水平階整地后栽植不同樹種,其植物群落與土壤的綜合恢復率無顯著性差異；而進行穴狀整地后,栽植刺槐滑坡跡地的綜合恢復率顯著高于栽植柳杉滑坡跡地；進行穴狀整地的綜合恢復率顯著高于水平階整地的滑坡跡地。

圖5 與自然恢復相比,人工恢復滑坡跡地的植物群落與土壤綜合恢復率

3 討論與結論

植物群落的物種組成、數量特征和多樣性是衡量群落結構與功能復雜性的重要指標,反映著受損生態系統的植被恢復程度[24]。本研究結果表明,地震滑坡跡地的植物除人工栽植的榿木、刺槐、柳杉等外,還主要生長有山槐、鹽膚木等耐貧瘠、生長迅速的喬木；喬木層的平均高度和胸徑顯著小于未受損區,這與前人研究結果相似,主要是由于滑坡對植被造成極大損毀[25-26]。人工恢復地震滑坡跡地的喬木層α多樣性小于鄰近未受損區,這可能與人工恢復時栽植單一喬木樹種有很大關系。自然恢復地震滑坡跡地的喬木層α多樣性與未受損區無顯著性差異；樣區3-N的喬木層缺失,這可能與土壤種子庫有很大關系[27]。目前,地震滑坡跡地的灌木層和草本層均有明顯優勢種,自然恢復滑坡跡地的灌木層平均基徑和蓋度與未受損區無顯著性差異,草本層平均高度和蓋度大于未受損區,這與前人研究結果相似,說明隨著自然演替,植物正逐漸由草本群落向灌木和喬木群落過渡[28]。人工恢復與自然恢復滑坡跡地的灌草層α多樣性無顯著性差異,這與前人研究結果不一致,汶川震后2—5年人工恢復與自然恢復滑坡跡地的植物群落α多樣性的Meta分析結果表明[29],人工恢復地震滑坡跡地的灌木層α多樣性指數顯著大于自然恢復,草本層α多樣性指數顯著小于自然恢復。可見,隨著植物演替,人工恢復與自然恢復地震滑坡跡地的灌草層α多樣性的差異逐漸減小。

土壤性質影響著區域生態恢復的途徑和方向[30]。地震滑坡跡地的土壤容重大于鄰近未受損區,土壤孔隙度小于未受損區,說明目前龍門山東坡地震滑坡跡地的土壤緊實度仍高于未受損區,這與前人研究結果相似,可能是地震造成的土體擠壓和滑坡等地質災害導致土壤容重增大,總孔隙度降低[31]；也可能由于植物根系的生長和枯枝落葉的分解,改善了土壤結構[32-33]。樣區1、2、3地震滑坡跡地的土壤偏堿性,土壤pH值顯著大于未受損區,這可能因為滑坡等地質災害的發生改變了土壤剖面結構,造成深層碳酸鹽上翻到表層,從而使受損區的土壤pH值升高；而樣區4地震滑坡跡地的土壤偏酸性,土壤pH值顯著小于未受損區,這可能由于樣區4靠近河流,且由于降水較多,在滑坡體上形成很多河流沖刷溝,小氣候較濕潤,鹽基飽和度較低,故土壤偏酸性[34]。土壤陽離子交換量和pH值變化趨勢相同,這主要由于土壤酸堿度是影響土壤膠體可變電荷數量的重要因素,隨著土壤pH值升高,土壤膠體可變電荷數量增加,陽離子交換量也增加[35]。地震滑坡跡地的土壤有機質含量小于未受損區,這與前人研究結果相似,可能是地震干擾及其引發的地質災害使表層大量成熟土壤損失,減少了地表碳儲量,并且地震滑坡跡地的土壤粗顆粒增多,細顆粒減少,降低了土壤的碳儲存能力[36-37]。地震滑坡跡地的土壤堿解氮和有效磷含量小于鄰近未受損區,這主要是由于地震滑坡跡地的微生物組成和酶活性的改變影響了總量的礦化[38-39]。地震滑坡跡地的土壤微生物指標均小于未受損區,這與秦紀洪等[40]研究結果相似,說明目前地震滑坡跡地的土壤微生物活性仍低于未受損區；但與駱翔宇等[41]對土壤蛋白酶和磷酸酶活性的研究結果不同,這主要是由于其部分土樣采自農作物和工程植被栽植區,可能受到施加氮肥、磷肥等因素影響。

植物與土壤是相互影響、相互依存的統一系統,共同決定著地震滑坡跡地的生態恢復[42]。本研究中,地震滑坡跡地的植物群落與土壤綜合得分小于鄰近未受損區,說明目前龍門山東坡地震滑坡跡地的植物群落與土壤還未恢復到未受損區水平。自然恢復滑坡跡地的綜合得分大于人工恢復,但采取不同人工措施滑坡跡地的綜合恢復效果不同。地震滑坡跡地在進行水平階整地后栽植喬木,其植物群落與土壤的綜合恢復效果不如自然恢復,且栽植不同樹種對其恢復率無顯著影響。但是,地震滑坡跡地在進行穴狀整地后栽植不同樹種,其綜合恢復率存在顯著性差異,栽植刺槐滑坡跡地的綜合恢復效果優于自然恢復,而栽植柳杉的不如自然恢復,這主要由于刺槐耐貧瘠、生長迅速,加快了滑坡跡地的植被恢復；并有研究表明,在進行穴狀整地后,栽植刺槐滑坡跡地的灌草層α多樣性均高于自然恢復,而栽植柳杉的灌草層α多樣性均低于自然恢復[43]。地震滑坡跡地在采取不同整地方式后栽植相同樹種,其植物群落與土壤的綜合恢復率存在顯著性差異,進行穴狀整地的綜合恢復率顯著高于水平階整地。這主要由于地震滑坡跡地在進行穴狀整地后栽植喬木的灌木層α多樣性的恢復率顯著高于水平階整地的滑坡跡地,草本層蓋度和α多樣性的恢復率也高于水平階整地的滑坡跡地；并且,植物根系的生長和凋落物的分解,改善了土壤結構,提高土壤保肥能力,使得土壤細顆粒增多,土壤陽離子交換量的恢復率顯著高于水平階整地的滑坡跡地[44]。

隨著自然演替,地震滑坡跡地的植物群落正逐漸由草本向灌木和喬木過渡,人工恢復的灌草層α多樣性與自然恢復的差異逐漸減小,滑坡跡地恢復十年的土壤肥力仍低于未受損區,植物-土壤系統還未恢復到未受損區水平,通過穴狀整地并栽植適宜樹種可在一定程度上提高地震滑坡跡地的綜合恢復率。