尖山河小流域土壤可蝕性K值空間變異研究

王敬貴，亢慶，鄺高明，郭彥彪，李定強

1. 珠江水利委員會珠江水利科學研究院，廣東 廣州 510611；2. 珠江水利委員會珠江流域水土保持監測中心站，廣東 廣州 510611；3. 華南農業大學資源環境學院，廣東 廣州 510642；4. 廣東省生態環境與土壤研究所，廣東 廣州 510650；5. 中國科學院廣州分院、廣東省科學院，廣東 廣州 510070

影響土壤侵蝕的因子除降雨、徑流、地形、地表植被、人為活動等侵蝕外營力外，還取決于土壤本身的抗蝕抗沖能力，即侵蝕內營力，國際上通常用土壤可蝕性 K值這一指標來衡量（梁音和史學正，1999）。K值大小表示土壤被侵蝕的難易程度，反映土壤對侵蝕外營力剝蝕分離和搬運作用的敏感性（宋陽等，2006），是影響土壤流失的內在因素，也是定量研究土壤侵蝕的基礎。目前，國內對大、中尺度區域的土壤可蝕性因子空間特征研究較多，如梁音和史學正（1999）利用土壤普查資料研究了長江以南東部丘陵山區土壤可蝕性 K值的分布規律，翟偉峰和許林書（2011）研究了東部典型黑土區的土壤可蝕性 K值空間分布特征，岑奕等（2011）研究了華中地區土壤可蝕性K值空間分布特征，宋春風等（2012）研究了長江上游地區土壤可蝕性K值空間分異特征，張兵等（2010）研究了紫色丘陵區的土壤可蝕性K值空間特征，吳昌廣等（2010）基于重慶市和湖北省第二次土壤普查資料計算了三峽庫區11類土壤的可蝕性K值并分析了其分布特征，朱立安等（2007）研究探討了廣東省土壤可蝕性K值的分布特征，方綱清等（1997）初步探索研究了福建省主要土壤的可蝕性特征，門明新等（2004）基于土壤粒徑分布模型研究了河北省的土壤可蝕性特征，鄧良基等（2003）對四川省自然土壤和旱作耕地土壤的可蝕性特征進行了研究，楊子生（1999）通過連續3年徑流小區試驗觀測研究計算了滇東北山區坡耕地紅壤、黃壤和紫色土這3類代表性土壤的K值，趙輝等（2006）通過2年的徑流小區試驗計算分析了衡陽紫色頁巖地區的土壤可蝕性因子K值及其特征，王艷忠等（2008）研究分析了粵西兩種不同侵蝕強度的典型崩崗侵蝕剖面的可蝕性K因子分布特征，王小丹等（2004）對西藏高原的土壤可蝕性空間分布規律進行了初步研究，程李等（2013）通過小區徑流法和分析測試開展了貴州山區坡耕地的土壤可蝕性研究。此外，對全國尺度的土壤可蝕性K值研究也有一些報道，梁音等（2013）基于全國1:50萬土壤類型圖和上萬個土壤樣品的理化數據，研究了全國水蝕區的土壤可蝕性K值的宏觀分布規律，張科利等（2007）運用野外觀測資料，研究了我國不同水土流失區的土壤可蝕性值。而小流域尺度的土壤可蝕性特征研究相對較少，但隨著土壤侵蝕定量研究的逐步深入和細化，也已經有少數涉及該方面的研究成果（張金池等，2008；楊萍等，2006；周璟等，2011；劉泉等，2012；楊帆等，2013）。采用EPIC模型中的土壤可蝕性K值算法，研究小流域尺度下土壤可蝕性 K值的空間分異特征及其與土地利用、植被類型、土壤理化性質等的相關關系，可以為小流域土壤侵蝕定量研究及綜合治理決策提供科學依據。

本文以云南省高原湖泊撫仙湖庫區內的尖山河小流域為研究區，在小流域大密度土壤采樣和測試分析的基礎上，采用EPIC模型中的K值計算方法以及地統計學和Kriging空間插值方法，研究了尖山河小流域土壤可蝕性K值的空間變異特征，分析了土地利用/植被覆蓋對K值空間變異的影響作用。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區為滇中撫仙湖庫區的尖山河小流域，位于 北 緯 24°32′00″～24°37′38" ， 東 經102°47′21″～102°52′02"之間，地處云南省玉溪市澄江縣西南部，東臨撫仙湖。該小流域是珠江上游南北盤江石灰巖地區水土保持綜合治理試點工程的一個典型小流域，屬高原中低山地貌，山高坡陡，海拔1722.0～2347.4 m。中侏羅系地層廣為分布，由紫色砂頁巖、粉砂巖、泥巖夾泥灰巖、砂巖、泥巖、砂質泥巖等構成。巖石風化嚴重，坡積層厚，以紫色土和紅壤為主。土地總面積35.42 km2，土地利用以林地和耕地為主。主要樹種有云南松(Pinus yunnanensis)、華山松(Pinus armandii franch)、桉樹(Eucalyptus)、水冬瓜(Alnus cremastogyne Burk)及板栗(Castanea mollissima)、桃樹(Amygdalus persica)、大葉楊梅(Myrica rubra (Lour.)Zucc)等果樹。多年平均降雨量1050 mm，年均溫度14.0 ℃，日照時數2172.3 h，≥10 ℃活動積溫3400 ℃，無霜期265 d。

1.2 研究方法

本文采用公式法計算K值，即在小流域大密度土壤采樣和測試分析的基礎上，采用EPIC公式計算K值，其主要步驟包括：

（1）土壤樣品采集

2011年3月22～25日完成了研究區采樣工作，采樣密度為750 m×750 m，樣點盡量均勻分布并充分考慮樣點代表性，采樣深度為地表0～20 cm，共采集土壤樣點66個，全部樣點用GPS定位（圖1），用數碼相機拍攝采樣點植被、地形及土地利用情況，并詳細記錄調查表。

采樣時首先除去地表未分解和半分解的枯落物，用方鏟挖出約30 cm深的垂直剖面，在剖面上0～20 cm范圍內均勻取土約2kg，已取土樣裝入已編號的保鮮袋內。

（2）土壤樣品處理

野外所采土壤樣品在實驗室清點后，于通風處鋪開自然風干，并分揀出植物根系等雜物；先過2 mm孔徑土壤篩，>2 mm礫石稱重后棄去；過2 mm孔徑土壤篩的土壤樣品取出100 g過100目篩，用于土壤有機碳測定；剩余土壤樣品用塑料密封袋保存。

（3）土壤樣品測試分析

土壤機械組成采用比重計法測定，土壤有機碳質量分數采用濃硫酸-重鉻酸鉀氧化法測定（魯如坤，2000）。

（4）土壤可蝕性K值計算

采 用 EPIC(Erosion-Productivity Impact Calculator)模型中發展的土壤可蝕性因子K值估算方法（Williams和Sharply，1990），計算公式為：

式中：K為土壤可蝕性，美制單位；Sa為砂粒（2～0.05 mm）質量分數，%；Si為粉砂（0.05～0.002 mm）質量分數，%；Cl為粘粒（<0.002 mm）質量分數，%；C為有機碳質量分數，%；Sn=1-Sa/100，式中各參數均采取實測方法確定。

（5）土壤可蝕性K值空間插值與統計分析

運用ARCGIS軟件地統計分析模塊中的克里格(Kriging)插值方法進行空間插值分析，獲得整個研究區的K值空間分布圖。同時，利用2011年2月19日成像的QuickBird高分辨率遙感影像提取了研究區的土地利用/植被類型信息，并定量分析了土地利用/植被覆蓋類型對K值空間分布的影響作用。

2 結果與分析

2.1 土壤可蝕性K值的基本特征

經過測定和計算，得到尖山河小流域 66個樣點的土壤可蝕性K值（表1）。

經統計（表2），尖山河小流域土壤可蝕性 K值的變化范圍為0.1628～0.3836，K值均值為0.2824，中值為0.2885，均值與中值相近似，表明在尖山河小流域內K值分布均勻，未受到特異值的影響。變異系數為 17.98%，介于 10%～100%之間，表明 K值具有中等程度的空間變異性，原因在于各個樣點的土壤質地、地形、植被及土地利用等因素存在一定差異。

研究區的土壤質地類型以壤土、砂壤和粘壤為主，另外還有少量粉壤，從表2中可以看出，小流域內主要土壤質地類型 K值的均值從大到小依次為：粉壤>壤土>粘壤>砂壤。

2.2 土壤可蝕性K值的空間插值及其分布特征

上述基于樣本數據的統計只能反映研究區土壤可蝕性K值的概貌，不能反映其局部變化和空間連續分布特征。為此，需進一步采用地統計學方法進行K值的空間插值。通過研究區土壤樣本K值的正態分布性進行檢驗發現，樣本數據總體分布服從正態分布，滿足地統計分析的前提條件。

表1 尖山河小流域各樣點土壤可蝕性K值表Table 1 K-factor Values of All Soil Samples in the Small Watershed of Jianshan River

表2 尖山河小流域不同土壤質地類型K值統計特征值Table 2 The Statistical Characteristics of K-factor Values by Different Soil Texture Types in the Study Area

通過對土壤樣本 K值的半方差函數分析發現，理論模型為指數模型時，塊金效應為21.55%，小于 25%，變程也遠大于步長，表明在小流域尺度下土壤可蝕性K值具有強烈的空間相關性（孫波等，2002），且其插值誤差較小。因此，選用指數模型進行土壤可蝕性K值的Kriging空間插值，能獲得比較符合實際情況的尖山河小流域K值空間分布圖。

利用 ArcGIS9.3軟件的地統計分析模塊進行Kriging空間插值，并根據梁音和史學正（1999）提出的我國東部丘陵區土壤可蝕性 K值分級標準對研究區土壤可蝕性K值進行分級，獲得研究區土壤可蝕性K值分級空間分布圖（圖2）。

從圖2中可以看出，尖山河小流域的土壤可蝕性級別從較低可侵蝕性（0.15～0.20）到高可侵蝕性（>0.35）均有一定面積的分布，以中可侵蝕性（0.25～0.30）土壤分布面積最大，達 1797.88 hm2，占小流域總面積的 50.76%；其次為中高可侵蝕性（0.30～0.35）土壤和中低可侵蝕性（0.20～0.25）土壤，面積分別為 1185.51 hm2和542.32 hm2，分別占小流域總面積的 33.47%和15.31%，三者合占小流域總面積的99.54%。而高可侵蝕性土壤和較低可侵蝕性土壤分布面積極少，分別為10.70 hm2和5.59 hm2，各占總面積的0.30%和0.16%，無低可侵蝕性土壤。

圖1 研究區土壤采樣點空間分布圖Fig.1 The Soil Samples Distribution Map in Study Area

圖2 研究區土壤可蝕性K值分級圖Fig.2 The K-factor Value Grading Map in Study Area

在空間分布上，尖山河小流域北端高山區土壤具有中低可侵蝕性，中部和南部的低海拔地區土壤具有中高可侵蝕性，中、南部其余大部分地區的土壤具有中可侵蝕性，其中間或分布島狀的中低可侵蝕性土壤和較低可侵蝕性土壤（圖2）。研究區土壤可蝕性與海拔存在較強的相關關系，高海拔地區K值一般較小，而中低海拔地區K值一般較大，其原因一方面在于土壤有機碳含量與海拔呈極顯著的線性正相關（武小鋼等，2014），高海拔地區土壤有機碳含量高，相應地土壤可蝕性就較小；另一方面在于海拔通過對土地利用的影響而間接影響土壤可蝕性，高海拔地區一般多為林草地，中低海拔地區多為果園和耕地，土地利用和植被覆蓋類型對K值具有較明顯的影響（周璟等，2011；張金池等，2008；楊帆等，2013）。

2.3 不同土地利用/植被覆蓋類型對K值的影響作用分析

按照土地利用/植被覆蓋類型對66個土壤樣點的K值進行統計，結果見表3。利用2011年2月19日成像的QuickBird遙感影像提取了研究區的土地利用/植被覆蓋信息，將土地利用/植被覆蓋圖與土壤可蝕性K值分級圖進行空間疊加分析，對疊加后的圖層進行統計，取各級土壤可蝕性K值中值計算各土地利用/植被覆蓋類型的面積加權平均K值，結果見表4。

表3 尖山河小流域不同土地利用/植被覆蓋類型K值統計特征值Table 3 The Statistical Characteristics of K-factor Values by Different Land Use/Vegetation Cover Types in Study Area

表4 尖山河小流域不同土地利用/植被覆蓋類型的可蝕性級別面積統計表Table 4 The Area of All Erodibility Levels by Different Land Use/Vegetation Cover Types in Study Area

從表3中可知，尖山河小流域各種土地利用/植被覆蓋的 K值從小到大依次為林地<荒草地<灌草地<旱平地<旱坡地<園地；從表4可知，K值從小到大依次為林地<灌草地<荒草地<旱平地<園地<旱坡地<水田。由此可見，土地利用/植被覆蓋類型對土壤可蝕性K值具有明顯的影響作用，需要頻繁松土、除草、耕作和擾動的土地利用/植被覆蓋類型（如園地、旱坡地、旱平地和水田等），其土壤可蝕性K值較大，容易發生侵蝕；而無需耕作、擾動小的土地利用/植被覆蓋類型（如林地、荒草地和灌草地等），其K值較小。此結果表明在土壤類型和理化性質相同或相近的情況下，土壤可蝕性因子K值的大小主要取決于土地利用方式和植被覆蓋類型，或者松土、除草、耕作等農業生產活動的頻次和擾動程度。

3 結論

（1）根據 66個土壤樣本數據的統計結果，尖山河小流域土壤可蝕性 K值的變化范圍為0.1628～0.3836，K值變幅較大；K值均值為0.2824，均值與中值相近似，表明在尖山河小流域內K值分布較均勻，未受特異值的影響；變異系數為17.98%，表明K值具有中等程度的空間變異性。

（2）正態分布性檢驗和半方差函數分析結果支持通過對土壤樣本數據的空間插值獲得尖山河小流域的K值空間分布圖。結果表明：在空間分布上，尖山河小流域以中可侵蝕性土壤為主，分布面積超過 1/2，中高可侵蝕性土壤和中低可侵蝕性土壤面積所占比例也較大，各占1/3和1/6左右；小流域北端高山區土壤具有中低可侵蝕性，中部和南部的低海拔地區土壤具有中高可侵蝕性，中、南部其余大部分地區的土壤具有中可侵蝕性。

（3）土地利用/植被覆蓋類型對土壤可蝕性 K值具有明顯的影響作用，林地、荒草地和灌草地等無需耕作、擾動小的土地利用/植被覆蓋類型，其K值較小，園地、旱坡地、旱平地和水田等需要頻繁松土、除草、耕作和擾動的土地利用/植被覆蓋類型，其K值較大，這表明在土壤類型和理化性質相同或相近的情況下，土壤可蝕性因子K值的大小主要取決于土地利用方式和植被覆蓋類型，或者松土、除草、耕作等農業生產活動的頻次和擾動程度。

SHARPLY A N, WILLIAMS J R. 1990. EPIC-Erosion/Productivity Impact Calculator I. Model Documentation[M]. United States Department of Agriculture Technical Bulletin No. 1768, Washington D C.

岑奕,丁文峰,張平倉. 2011. 華中地區土壤可蝕性因子研究[J]. 長江科學院院報, 28(10) : 65-68, 74.

程李, 王小波, 陳正剛, 等. 2013. 貴州山區坡耕地土壤可蝕性研究[J].安徽農業科學, 41(19) : 8247-8249, 8309.

鄧良基, 侯大斌, 王昌全. 2003. 四川自然土壤和旱耕地土壤可蝕性特征研究[J]. 中國水土保持, (7) : 23-25.

方綱清, 阮伏水, 吳雄海. 1997. 福建省主要土壤可蝕性特征初探[J]. 福建水土保持, (2) : 19-23.

梁音, 劉憲春, 曹龍熹, 等. 2013. 中國水蝕區土壤可蝕性K值計算與宏觀分布[J]. 中國水土保持, (10) : 35-40.

梁音, 史學正. 1999. 長江以南東部丘陵山區土壤可蝕性 K值研究[J].水土保持研究, 6(2) : 47-52.

劉泉, 李占斌, 李鵬, 等. 2012. 四川盆地紫色土小流域土壤的可蝕性[J].綿陽師范學院學報, 31(2) : 106-109.

魯如坤主編. 2000. 土壤農業化學分析方法[M]. 北京: 中國農業科技出版社: 107-108, 282-288.

門明新, 趙同科, 彭正萍, 等. 2004. 基于土壤粒徑分布模型的河北省土壤可蝕性研究[J]. 中國農業科學, 37(11) : 1647-1653.

宋春風, 陶和平, 劉斌濤, 等. 2012. 長江上游地區土壤可蝕性空間分異特征[J]. 長江流域資源與環境, 21 (9) : 1123-1130.

宋陽, 劉連友, 嚴平, 等. 2006. 土壤可蝕性研究述評[J]. 干旱區地理,29(1) : 124-131.

孫波, 趙其國, 閭國年. 2002. 低丘紅壤肥力的時空變異[J]. 土壤學報,39(2) : 190-198.

王小丹, 鐘祥浩, 王建平. 2004. 西藏高原土壤可蝕性及其空間分布規律初步研究[J]. 干旱區地理, 27(3) : 343-346.

王艷忠, 胡耀國, 李定強, 等. 2008. 粵西典型崩崗侵蝕剖面可蝕性因子初步分析[J]. 生態環境, 17(1) : 403-410.

吳昌廣, 曾毅, 周志翔, 等. 2010. 三峽庫區土壤可蝕性K值研究[J]. 中國水土保持科學, 8(3) : 8-12.

武小鋼, 郭晉平, 田旭平, 等. 2014. 蘆芽山土壤有機碳和全氮沿海拔梯度變化規律[J]. 生態環境學報, 23(1) : 50-57.

楊帆, 張洪江, 程金花, 等. 2013. 北京市延慶縣不同土地利用方式下的土壤可蝕性研究[J]. 水土保持通報, 33(6) : 19-23.

楊萍, 胡續禮, 姜小三, 等. 2006. 小流域尺度土壤可蝕性(K 值)的變異及不同采樣密度對其估值精度的影響[J]. 水土保持通報, 26(6) :35-39.

楊子生. 1999. 滇東北山區坡耕地土壤可蝕性因子[J]. 山地學報, 17(增刊) : 10-15.

翟偉峰, 許林書. 2011. 東北典型黑土區土壤可蝕性 K值研究[J]. 土壤通報, 42(5) : 1209-1213.

張兵, 蔣光毅, 陳正發, 等. 2010. 紫色丘陵區土壤可蝕性因子研究[J].土壤學報, 47(2) : 354-358.

張金池, 李海東, 林杰, 等. 2008. 基于小流域尺度的土壤可蝕性K值空間變異[J]. 生態學報, 28(5) : 2199-2206.

張科利, 彭文英, 楊紅麗. 2007. 中國土壤土壤可蝕性值及其估算[J]. 土壤學報, 44(1) : 7-13.

趙輝, 郝志敏, 齊實, 等. 2006. 南方丘陵紫色頁巖地區土壤可蝕性因子K值的確定—以湖南衡陽為例[J]. 水土保持研究, 13(6) : 41-43.

周璟, 張旭東, 何丹, 等. 2011. 小流域土壤可蝕性的空間變異及其在不同土地類型下的比較[J]. 土壤通報, 42(3) : 715-720.

朱立安, 李定強, 魏秀國, 等. 2007. 廣東省土壤可蝕性現狀及影響因素分析[J]. 亞熱帶水土保持, 19(4) : 4-7, 16.