不同生物治理模式下紅壤抗蝕性變化特征及其影響因素

陳建威，張展羽，楊 潔，陳曉安，唐 丹

(1.河海大學(xué) 水利水電學(xué)院，南京 210098； 2.江西省水土保持科學(xué)研究院，南昌 330045)

南方紅壤丘陵區(qū)是我國南方面積最大、水土流失最為嚴(yán)重的區(qū)域。水土流失不僅造成當(dāng)?shù)赝恋厣a(chǎn)力下降，土地資源嚴(yán)重退化甚至徹底破壞，而且由此引發(fā)的生態(tài)環(huán)境問題日益突出，嚴(yán)重制約區(qū)域社會經(jīng)濟與環(huán)境資源的可持續(xù)發(fā)展[1]。生物措施(亦稱林草措施)是通過植樹種草結(jié)合發(fā)展經(jīng)濟植物，增加地面植被覆蓋率，保持水土與涵養(yǎng)水源地措施，是水土保持3大措施之一，由于生物措施具有強大的防治水土流失的功能，并且與其他兩種措施(工程措施和耕作措施)相比，治根治本，對地表的破壞程度也非常小，所以在水土流失中對生物措施的研究意義非常大[2,3]。

土壤抗蝕性是指土壤對侵蝕營力分離和搬運作用的抵抗能力，是土壤性質(zhì)的一個方面，也是評價土壤抵抗侵蝕營力破壞的性能和土壤質(zhì)量的重要指標(biāo)之一[4,5]?？刮g性的大小主要取決于土粒與水的親和力及土粒間的膠結(jié)力[6,7]，Deuchras等[8]研究發(fā)現(xiàn)土壤抗蝕性的強弱與土壤內(nèi)在的物理與化學(xué)性質(zhì)關(guān)系密切。水土保持生物治理措施通過構(gòu)建植被達到攔截降雨，阻滯氣流，抵消侵蝕動能，蓄積水分的目的，其地下根系對土壤的抗侵蝕作用具有非常重要的影響[9]，通過網(wǎng)絡(luò)、黏結(jié)土粒，固持土壤，改良土壤物理化學(xué)性質(zhì)，比如水穩(wěn)性團聚體的含量、土壤孔隙度和土壤有機質(zhì)含量等性質(zhì)[10]，進而提高土壤抗蝕性，在南方紅壤丘陵地帶得到廣泛推廣和應(yīng)用。

因此，本文對不同生物治理模式下紅壤抗蝕性進行分析研究，以期找到土壤抗蝕性變化的主要影響因子并建立土壤抗蝕性綜合評價模型，為完善生物治理模式下南方紅壤丘陵區(qū)土壤抗蝕性評價指標(biāo)體系及土壤抗蝕性評價提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)設(shè)于江西省水土保持生態(tài)科技園內(nèi)，地處鄱陽湖水系德安縣郊燕溝小流域，位于東經(jīng)115°42′38″～115°43′06″，北緯29°16″37″～29°17′40″之間。該園屬于亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，雨量充沛，日照充足，多年平均降雨量1 451.8 mm，年日照時數(shù)1 900～2 000 h，無霜期282 d。研究區(qū)位于我國紅壤分布區(qū)的中心區(qū)域，土壤母質(zhì)主要是第四紀(jì)紅黏土和泥質(zhì)巖類風(fēng)化物；地貌類型主要為淺丘崗地，海拔高度25～30 m，坡度多在5°～25°。第四紀(jì)紅黏土發(fā)育的紅壤是南方紅壤丘陵區(qū)主要土壤類型之一，又叫網(wǎng)紋紅土，主要分布于浙、贛、湘、鄂、黔、滇、粵和桂，尤以贛、湘二省最為發(fā)育，因此，研究區(qū)的地形及土壤條件在我國南方紅壤丘陵區(qū)具有代表性。

研究區(qū)生物治理模式包括水保林地、林草結(jié)合、果林清耕3種，另設(shè)用于對照的撂荒裸地處理組，其基本情況見表1。4個試驗小區(qū)均建立在厚度均勻、坡度較均、土壤理化性質(zhì)較一致的坡面上，其中T1處理為人工營造水保林地；T2、T3、CK三個處理為水土保持標(biāo)準(zhǔn)徑流小區(qū)，寬5 m，長20 m(水平投影)，水平投影面積100 m2，徑流小區(qū)及人工林均建造于1999年，至今運行已超過15 a，土壤理化性質(zhì)及結(jié)構(gòu)趨于穩(wěn)定。

表1 實驗區(qū)基本情況

2 研究方法

2.1 土壤樣品的采集

土壤樣品采集時間為2016年5月，根據(jù)治理模式、地形及植被分布等因素選擇典型樣方，每種治理模式樣地上設(shè)置3個樣方，且保證樣方內(nèi)植被分布狀況、樣方面積、侵蝕程度基本一致。在每個樣方內(nèi)按S型布設(shè)樣點，按深度0～10、10～20 cm分層采集原狀土樣和散土樣，帶回室內(nèi)進行理化分析試驗。

2.2 測定項目及方法

土壤水穩(wěn)性團聚體采用沙維諾夫濕篩法[11]測定；土壤機械組成、微團聚體、有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)均采用常規(guī)方法測定[12]。

抗蝕指數(shù)、水穩(wěn)性指數(shù)采用靜水崩解法[11]，將所取原狀土樣按自然斷裂面掰成直徑約10 mm的土粒，自然風(fēng)干后進行篩分，選取直徑7～10 mm的土粒50顆，均勻放在孔徑為5 mm的金屬網(wǎng)格上，然后置于靜水中進行觀測，以1 min為間隔，分別記錄分散土粒的數(shù)量，連續(xù)觀測10 min，其總和即為10 min內(nèi)完成分散的土?？倲?shù)(包括半分散數(shù))。

抗蝕指數(shù)S=(總土粒-崩塌土粒)/總土?！?00%

2.3 數(shù)據(jù)處理

土壤結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)、團聚狀況、團聚度、分散率、分散系數(shù)、團聚體破壞率、水穩(wěn)性團聚體平均重量直徑的計算式如下：

試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2010和SPSS19統(tǒng)計分析軟件分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同生物治理措施下土壤抗蝕性變化特征

土壤抗蝕指數(shù)是指土壤團聚體在靜水中的分散程度，反映的是土壤的抗崩塌能力，可以很好地表征土壤抗水蝕性的強弱；抗蝕指數(shù)越大，抗崩塌能力越強，抗蝕性越強。從表2中可以看到，在0～20 cm土層，水保林治理措施下的土壤抗蝕性指數(shù)最大，為73%，然后依次為林草結(jié)合措施(61.83%)、果林清耕措施(28.33%)，撂荒裸地對照組最小，僅為7.33%?？梢钥吹讲煌镏卫泶胧l件下土壤抗蝕性差異明顯，其中水保林條件下土壤抗崩塌能力最好，團聚體遇水不易分散，抗蝕性最好，林草結(jié)合措施、果林清耕措施次之，撂荒裸地最差。這是因為水保林地樹齡較長，根系發(fā)達，枯落物分解層儲量較多，進而增加了土壤中的腐殖質(zhì)，豐富土壤中的有機質(zhì)，促進團粒結(jié)構(gòu)形成，改善土壤理化性質(zhì)[13,14]，所以抗蝕性較好；林草處理措施地表草皮覆蓋度高，植物根系發(fā)達，其抗蝕性僅次于水保林；果林清耕措施下地表植被稀少，果林枯枝落葉順坡流失，不易形成腐殖質(zhì)層，抗蝕性又次之；撂荒裸地不具備以上提高抗蝕性的所有因子，故抗蝕性最差，且與其他治理措施之間均達到差異顯著(P<0.05)，這表明各種生物治理措施均可以明顯改善土壤性質(zhì)，增強土壤抗蝕性，提高土壤保水保土能力。

表2 不同生物治理措施下土壤抗蝕指數(shù)分析

注：同列數(shù)據(jù)后小寫字母表示不同生物治理模式間在5%水平下差異，上標(biāo)字母表示同一治理模式不同土層間在5%水平下差異。

另外如表2所示，不同土層土壤抗蝕指數(shù)也有明顯差異，各治理措施上層0～10 cm土壤抗蝕指數(shù)均高于下層10～20 cm。其中差異最大的是果林清耕措施，0～10 cm抗蝕指數(shù)是10～20 cm的8.45倍，撂荒裸地為6.34倍，水保林地為1.33倍，林草結(jié)合措施最小，為1.17倍。可知，隨著土層深度增加，土壤抗蝕性會逐漸降低，這表明深層土壤較表層土壤也就更易被侵蝕，一旦表層土壤被破壞，將造成更嚴(yán)重的水土流失，因此水保工作中要尤為注意對表層土壤的保護。

3.2 不同治理措施下土壤抗蝕性指數(shù)隨時間變化規(guī)律

如圖1所示，各治理措施下土壤抗蝕性指數(shù)隨著時間的增加均呈現(xiàn)下降的趨勢。說明隨著降雨歷時的延長，土壤顆粒越來越容易分散崩塌，分散崩塌的細小土粒堵塞土壤的非毛管孔隙，影響雨水下滲，從而有利于地表徑流的產(chǎn)生，造成土壤侵蝕。同時除了撂荒裸地外，各治理措施下土壤抗蝕性指數(shù)在浸水試驗第一分鐘都在65%以上，抗蝕性較強；而且隨著時間的延長，不同治理措施下土壤抗蝕性指數(shù)變化規(guī)律也不盡相同，其中水保林地、林草結(jié)合治理措施下土壤抗蝕性指數(shù)變化較為平緩，而果林清耕、撂荒裸地條件下土壤抗蝕性指數(shù)在前5分鐘下降幅度比較明顯，抗蝕性快速下降。

圖1 抗蝕性指數(shù)隨時間變化規(guī)律

為了找出土壤抗蝕性指數(shù)與浸水時間的具體關(guān)系，利用統(tǒng)計分析軟件SPSS19對不同治理措施條件下土壤抗蝕性指數(shù)(S)與浸水時間(t)做回歸分析，發(fā)現(xiàn)三次函數(shù)的擬合效果最好，其通式為S=at3+bt2+ct+d，其決定系數(shù)均在0.99以上，不同治理方式下土壤抗蝕性指數(shù)與浸水時間的函數(shù)關(guān)系見表3。

表3 不同治理方式下土壤抗蝕性指數(shù)隨時間變化曲線

3.3 土壤抗蝕性影響因子主成分分析

土壤抗蝕性的影響因素多而繁雜，影響因子多樣，在對前人研究成果[3,15]分析的基礎(chǔ)上，結(jié)合研究區(qū)域的特點，本研究選取4大類13個因子評價土壤抗蝕性，見表4。

表4 土壤抗蝕性影響因子

單一因子雖可在一定程度上評價土壤抗蝕性的相對強弱，但有片面性，評價因子太多又顯得過于繁雜，應(yīng)用起來很不方便而且有些因子之間有一定的信息重疊。因此針對不同研究條件，優(yōu)化抗蝕評價指標(biāo)體系成為土壤抗蝕性評價的重要基礎(chǔ)工作[6]。本文以不同生物治理措施下土壤測定結(jié)果為分析對象，對13個抗蝕性評價因子進行主成分分析，力求以較少的新因子來代替原有因子，并盡可能多的保存原有因子的信息，以期確定生物治理模式下土壤抗蝕性最佳評價因子，并構(gòu)建土壤抗蝕性評價模型。由表5可知，前3個主成分(Y1、Y2、Y3)的方差累計貢獻率達到了83.59%，且特征值均大于1，滿足主成分分析的要求。因此選用前3個主成分基本能反映不同生物治理措施下土壤抗蝕性的變異信息，衡量土壤抗蝕性的強弱。經(jīng)過主成分分析，抗蝕性評價因子由原來的13維降到了3維，在損失很少信息量的前提下把多個因子轉(zhuǎn)化成了幾個綜合因子，使問題得以簡化，提高了分析效率，同時也抓住了主要矛盾，揭示了事物內(nèi)部變量之間的規(guī)律性。

表5 抗蝕性影響因子主成分分析結(jié)果

注：Y1、Y2、Y3分別代表第一、第二、第三主成分。

從表5及表6可以看出，第一個主成分(Y1)的方差貢獻率最大，達到了53.939%，可以較好地反映土壤抗蝕性的高低，第一主成分中粉砂粒含量(X1)、黏粒含量(X2)、膠粒含量(X3)和結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)(X4)、>0.25 mm水穩(wěn)性團聚體含量(X9)、>0.25 mm團聚體破壞率(X10)、>0.5 mm團聚體破壞率(X11)、平均質(zhì)量直徑(X12)以及有機質(zhì)含量(X13)的載荷系數(shù)較高，其中X1、X10和X11三個指標(biāo)載荷系數(shù)為負值，其余為正，表明X2、X3、X4、X9、X12、X13等因子數(shù)值越大，X1、X10、X11三個因子數(shù)值越小，土壤的抗蝕性越好。第二主成分中團聚狀況(X5)、團聚度(X6)、分散率(X7)三個指標(biāo)的載荷系數(shù)較高，可稱為微團聚體類因子，其中分散率載荷系數(shù)為負值，團聚狀況、團聚度為正值，表明團聚狀況、團聚度值越大，分散率越小，抗蝕性越好。第三主成分中分散系數(shù)(X8)載荷系數(shù)較高，為負值，表明土壤抗蝕性隨著分散系數(shù)的增大而減小。

表6 因子載荷矩陣

注：抗蝕性影響因子及主成分見表4、表5。

3.4 土壤抗蝕性綜合評價模型構(gòu)建

Y1=-0.338X1+0.315X2+0.311X3+0.324X4+

0.106X5-0.102X6-0.157X7+0.077X8+0.347X9-

0.341X10-0.354X11+0.326X12+0.254X13

(1)

Y2=0.115X1+0.174X2+0.143X3+0.057X4+

0.586X5+0.520X6-0.494X7-0.046X8-0.059X9+

0.066X10+0.055X11-0.157X12-0.190X13

(2)

Y3=-0.136X1+0.298X2+0.395X3+0.370X4-

0.229X5+0.136X6+0.295X7-0.556X8-0.184X9+

0.198X10+0.143X11-0.193X12-0.042X13

(3)

然后根據(jù)各主成分方差貢獻率分配權(quán)重，可以得到不同生物治理措施下土壤抗蝕性的綜合表達式，用以量化評價土壤抗蝕性的強弱。

綜合抗蝕性Y=0.539 4Y1+0.181 0Y2+0.115 5Y3

主成分得分及綜合抗蝕性得分見表7。

表7 不同生物治理模式下土壤綜合抗蝕性評價

由表7可知，不同生物治理模式下土壤綜合抗蝕性表現(xiàn)為水保林地>林草結(jié)合地>果林清耕地>撂荒裸地，這與土壤抗蝕性指數(shù)及水穩(wěn)性指數(shù)的分析結(jié)果是一致的，三者互相印證，說明該模型在評價不同生物治理措施下土壤抗蝕性的強弱方面具有較高的可信度。

土壤抗蝕性影響因子繁多，有些指標(biāo)之間信息重疊，相互之間具有一定的關(guān)聯(lián)性，通過構(gòu)建土壤抗蝕性綜合評價模型，化繁為簡，用三個主成分來代替原有的13個因子，綜合抗蝕性得分函數(shù)簡潔名了，模型應(yīng)用方便、可信度較高。

4 結(jié) 語

(1)依據(jù)土壤抗蝕指數(shù)的大小，得出不同生物治理措施條件下土壤抗蝕性強弱為：水保林地>林草結(jié)合地>果林清耕地>撂荒裸地，各生物治理措施均能明顯增強土壤抗蝕性，各治理措施下土壤抗蝕性均隨著土層深度的增加而降低，因此水土保持工作中表層土壤的保護尤其重要。

(2)土壤抗蝕指數(shù)隨浸水時間的增加而減小，經(jīng)過擬合發(fā)現(xiàn)兩者呈三次函數(shù)關(guān)系，其通式為S=at3+bt2+ct+d，說明隨著降雨歷時的增加，土壤抗蝕性越來越弱，土壤顆粒也越容易崩塌分解。

(3)用于評價土壤抗蝕性的4大類13個影響因子，通過運用主成分分析方法，提取出3個能夠反映大部分(83.59%)原有因子信息的主成分Y1、Y2、Y3，建立土壤抗蝕性綜合評價模型，即綜合抗蝕性Y=0.539 4Y1+0.181 0Y2+0.115 5Y3，得出不同生物治理模式下土壤綜合抗蝕性評價得分，水保林地(1.337)>林草結(jié)合地(0.978)>果林清耕地(-0.153)>撂荒裸地(-2.161)。

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[1] 史志華，蔡崇法，王天巍,等. 紅壤丘陵區(qū)土地利用變化對土壤質(zhì)量影響[J]. 長江流域資源與環(huán)境，2001，10(6)：537-543.

[2] 程冬兵，劉士余. 生物措施在水土保持中的應(yīng)用探討[J]. 農(nóng)林經(jīng)濟管理學(xué)報，2003，2(4)：144-146.

[3] 鄭子成，楊玉梅，李廷軒. 不同退耕模式下土壤抗蝕性差異及其評價模型[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2011，27(10)：199-205.

[4] David D B，Jeffrey J W，Mathew P J，et al.Wind and water erosion and transport in Semi-arid shrub land,grassland and forest ecosystems: quantifying dominance of horizontal wind-drivertransport[J].Earth Surface Processes and Landforms.2003，28(11)：1 189-1 209．

[5] 鄭子成，張錫洲，李廷軒，等. 玉米生長期土壤抗蝕性特征及其影響因素分析[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2014，(4)：100-108.

[6] 王儉成，楊建英，史常青，等. 北川地區(qū)典型林分土壤抗蝕性分析[J]. 水土保持學(xué)報， 2013，(1)：71-75.

[7] 蒲玉琳，謝德體，林超文，等. 植物籬-農(nóng)作模式坡耕地土壤綜合抗蝕性特征[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2013，(18)：125-135.

[8] Deuchras S A，Townend J，Aitkenhead M J，et al.Changes in soilstructure and hydraulic properties in regenerating rain forest[J].SoilUse and Management，1999，15( 3)：183-187.

[9] 呂 晶，高甲榮，婁會品，等. 不同植物護岸措施水土保持效益研究[J]. 中國農(nóng)村水利水電，2009，(12)：92-94,98.

[10] 鄭 科，郎南軍，溫紹龍，等. 水土保持生物措施的研究[J]. 水土保持研究，2003， 10(2)：73-75.

[11] SL419-007，水土保持試驗規(guī)范[S].

[12] 中國土壤學(xué)會農(nóng)業(yè)化學(xué)專業(yè)委員會. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)常規(guī)分析方法[M]. 科學(xué)出版社，1983.

[13] 沈 慧，姜鳳岐，杜曉軍，等. 水土保持林土壤抗蝕性能評價研究[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2000，11(3)：345-348.

[14] Puget P，Chenu C，Balesdent J.Dynamics of soil organic matter associated with particle-size fractions of water-stable aggregates[J].European Journal of Soil Science，2000，51(4)：595-605.

[15] Pimentel D,Kounang N.Ecology of soil erosion in ecosystems[J].Ecosystems，1998，1(5)：416-426.