石漠化地區林草復合治理對土壤團聚體穩定性和可蝕性的影響

陳 靜, 陳 海, 朱大運, 陳 滸

(貴州師范大學 喀斯特研究院/國家喀斯特石漠化防治工程技術研究中心, 貴陽 550001)

土壤團聚體是指成土過程中受有機—無機物凝聚而成、具有多孔特征的團塊，是土壤結構的基本構成單元[1]，是調節土壤水肥氣熱的基礎，其含量及穩定性水平是影響土壤物理性質的重要因素[2]。耕作管理制度、土地利用方式和施肥方式對土壤團聚體穩定性具有顯著影響[3-5]。研究表明：免耕秸稈覆蓋、不同肥料配施能有效提高團聚體穩定性[3,6]，水田和林地能維持土壤有機質含量，減少土壤結構破壞[7]。團聚體平均重量直徑、幾何平均直徑、分形維數、大團聚體含量常用于評價土壤團聚體穩定性特征[8]。同時不少學者認為團聚體穩定性對土壤可蝕性具有顯著影響，通過增加水穩性團聚體含量能有效提高土壤抗蝕性能[9]。20世紀以來，國內外學者從團聚體形成機理、穩定性特征、研究方法以及影響因素等角度進行大量研究，但研究區域集中于成土條件較好的地區，而喀斯特石漠化地區團聚體的相關研究則相對較少。

林草復合模式作為農林復合系統的重要組成部分[10]，能有效增加地表植被覆蓋、提高土壤含水量，在土壤養分循環、植被恢復和水土保持方面發揮重要的作用[11-12]。喀斯特石漠化地區水土流失嚴重，林草復合模式作為一種獨特的農林復合模式，能調整草地和森林系統的結構與功能，充分發揮兩者的耦合效益，有利于改善石漠化地區土壤結構與質量，實現石漠化治理的目的[13]。畢節撒拉溪是貴州省典型的潛在—輕度石漠化區域，林草復合模式作為該區域石漠化治理的重要措施之一，至今已經達到一定的規模，對維持其生態系統穩定且進行有效的生態修復與重建具有較大的作用。目前，國內外有關石漠化地區土壤侵蝕、綜合治理措施、水土流失狀況等研究較多，但是針對石漠化治理措施對土壤團聚體影響方面的研究報道較為鮮見。本文以石漠化地區天然灌草地為對照，選擇4種不同林草復合配置模式開展對比研究，旨在揭示不同林草配置模式下土壤團聚體穩定性及可蝕性特征，評價不同林草模式治理效果為石漠化的進一步治理篩選優化的林草模式。

1 研究區概況

撒拉溪喀斯特高原山地石漠化綜合治理區位于貴州省畢節市西部，地理位置為105°02′03″—105°09′33″E，27°11′34″—27°18′48″N，海拔為1 600～1 950 m，總面積86 km2，喀斯特占全域面積的74.25%。年均溫12℃，多年平均降水量900 mm。區內主要出露石灰巖，土壤以地帶性黃壤為主，間有少量石灰土和黃棕壤，大部分地區土層厚度在20 cm左右。天然植被主要包括馬尾松(Pinusmassoniana)、杜鵑(Rhododendronsimsii)、栓皮櫟(Quercusvariabilis)、光皮樺(Betulaluminifera)等，潛在石漠化環境為金絲桃(Hypericumkouytchense)、火棘(Pyracanthafortuneana)等為主的次生灌叢，輕度石漠化環境為西南懸鉤子(Rubusassamensis)、火棘等為主的次生灌叢。地表景觀以農用耕地和次生林地為主。該區域石漠化治理中分別實施了封山育林、林草復合、生態經濟林等林草植被恢復模式，其中林草復合治理形成了較大的規模。

2 材料與方法

2.1 土壤樣品采集

研究區內的核桃(Caryacathayensis)、刺梨(Rosaroxburghii)在石漠化治理初期生長迅速，有效地提高區域內的植被覆蓋率，并且還為該區域發展核桃、刺梨加工產業提供原料，促進了農業經濟的發展。因此2018年4月，在研究區選擇以地帶性黃壤為背景的人工草地(黑麥草Loliumperenne)、林草混種模式(核桃+黑麥草)、灌草套種模式(刺梨+黑麥草)以及林灌草混種模式(核桃+刺梨+黑麥草)4種典型配置模式和天然灌草地布設10 m×10 m樣地，“Z”字形法采集0—20 cm土層的原狀土樣，運回實驗室內業處理，搬運過程避免翻倒，將大土塊剝落為10 mm左右，剔除石子、根系等雜質，風干后過10 mm篩，用于土壤團聚體的測定，按照>5 mm，2～5 mm，1～2 mm，0.5～1 mm，0.25～0.5 mm以及<0.25 mm 6個級別進行篩分處理。研究樣地信息及其土壤基本性質詳見表1—2。

2.2 土壤團聚體轉移矩陣分析

為進一步掌握機械團聚體與水穩定性團聚體間的轉化過程，采用轉移矩陣[14]評價不同林草配置模式下團聚體穩定性指數變化趨勢。將干濕篩處理后團聚體含量所占比例分別構成矩陣Mi和Ni，并且把保留在各個粒徑范圍內的保存幾率標記為X1,X2,X3,…,Xi，據此得到XM=N，把各粒級的保存幾率綜合成為團聚體的穩定性指數：ASI=X1+X2+X3+…+Xi。

表1 研究樣地基本特征

表2 研究樣地土壤基本理化性質

2.3 指標計算

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

2.4 數據處理

利用Excel 2010對團聚體相關數據進行預處理，基于SPSS 22(Statistical Product and Service Solutions)統計軟件進行方差分析和相關性分析，采用Origin 2018進行制圖。

3 結果與分析

3.1 不同林草配置模式下土壤團聚體組成分析

干篩結果如圖1所示。4種配置模式下，團聚體組成均以>0.25 mm粒級為主，團聚體粒徑逐漸增大，機械穩定性團聚體含量隨之上升。除林灌草種植之外，其余3種配置模式均以2～5 mm的團聚體組成最多；微團聚體所占比例最小。具體而言，>5 mm粒級的大團聚體表現為人工草地>林灌草地>天然灌草地>林草地>人工灌草地，<0.25 mm粒級的微團聚體表現為人工灌草地>林草地>林灌草地>天然灌草地>人工草地。此外，不同林草模式下同一粒級團聚體組成和同一林草模式下不同粒級團聚體組成之間的差異顯著性不同(α<0.05)。

注：不同小寫字母表示在p≤0.05水平差異顯著，下圖同。

圖1 不同林草種植模式下機械穩定性團聚體組成

如圖2所示，各種模式下，水穩性團聚體占主體的是<0.25 mm和>5 mm的級別，分布在20.05%～26.61%，隨著粒級減小其含量呈先下降后上升的態勢。粒徑范圍為0.25～0.5 mm的團聚體最少，除人工灌草地外，其他模式所占比例均不足10%。此外，天然灌草地分布<0.25 mm團聚體最多，>5 mm團聚體以林草配置模式最高。總體而言，4種林草配置模式下各粒徑水穩性團聚體分布差異不顯著(α<0.05)。

圖2 不同林草種植模式下水穩定性團聚體組成

3.2 土壤團聚體穩定性特征

天然灌草地和人工林草地團聚體穩定性特征明顯不同，見表3。大團聚體(>0.25 mm)表現為人工草地>天然灌草>林灌草>林草>人工灌草，濕篩處理后，各種模式下水穩性團聚體含量均出現一定程度的下降，含量最高值出現在林草地，最低值出現在天然灌草地。結構破壞率計算表明，天然灌草地團聚體PAD最高，人工草地和林灌草地差異不大，而人工灌草的結構破壞率最低，顯然相較于其他3種配置模式，人工灌草地團聚體穩定性最高。干濕篩處理得到的團聚體直徑(MWD，GMD)變化趨勢不同，干篩結果表明人工草地>林草地>天然灌草地>林灌草地>人工灌草地，而濕篩結果的團聚體MWD、GMD最大值為林草地。與干篩處理結果相比，濕篩處理后各種植模式下團聚體D值均有不同程度的提高，但是兩種處理所得到的結果差異較小。兩種不同處理所得到的結果具有不同的規律，干篩條件下人工灌草地D值最高，天然灌草地D值最低，而濕篩條件下D值表現為林灌草地>天然灌草地>林草地=人工草地>人工灌草。

表3 基于篩分處理下土壤團聚體穩定性特征

濕篩處理實質是結構體破壞能量的輸入過程[19]，當輸入能量大于土粒間集聚力時其發生崩解破碎，因此通過轉移矩陣分析濕潤條件下各級別團聚體保存幾率，能有效反映出土壤結構在水蝕條件下的變化特征[14]。從表4可以看出，不同配置模式下團聚體保存幾率表現出明顯差異性。干濕篩法主要破壞1～2 mm的團聚體，其保存幾率處于0.3～0.48，其次是2～5 mm粒徑的團聚體；林草地和天然灌草地>5 mm的級別保存率最高，二者均高于0.85，但人工灌草地、林灌草地團聚體保存率最高的是0.25～0.5 mm；同時各種種植模式下團聚體穩定性指數差異明顯，大小排序為ASI林草地>ASI天然灌草地>ASI人工灌草地>ASI林灌草地>ASI人工草地,可見，相較于天然灌草地而言，林草復合種植下團聚體穩定性指數更高，結構穩定性更好。

表4 各粒級土壤團聚體保存率及穩定性指數

3.3 土壤可蝕性K值特征

天然灌草地和4種人工治理模式下土壤可蝕性K值呈現明顯差異，但是差異達到顯著性水平的只有天然灌草地和林草地。由圖3可知，天然灌草地的K值高于人工種植的草地、林草以及林灌草地，因此，相比于其他的林、灌、草混種模式而言，天然灌草地更易遭受侵蝕。此外，不同人工配置模式對K值具有一定的影響，但其差異較小，具體表現為人工草地>人工灌草地>林灌草地>林草地，說明林草地土壤可蝕性最低，抵抗侵蝕的能力最強。

圖3 不同配置模式下土壤可蝕性K值

3.4 土壤團聚體含量與團聚體參數的關系

由表5—6可知，機械穩定性、水穩性團聚體分別與其相關參數呈不同顯著水平的線性相關。<0.25 mm，0.25～0.5 mm以及0.5～1 mm的機械穩定性團聚體與WMD，GMD呈負相關，其中<0.25 mm，0.25～0.5 mm粒級和直徑指標(WMD，GMD)呈顯著負相關，相關性系數分別是-0.916，-0.891，-0.966，-0.958，而1～2 mm，2～5 mm以及>5 mm的機械穩定性團聚體和WMD，GMD呈正相關，其系數為0.896，0.893，且與>5 mm的機械穩定性團聚體達到顯著水平，由此可知1 mm團聚體為正負相關的界線。濕篩處理后，除>5 mm的水穩性團聚體和MWD，GMD呈顯著正相關，其余均呈負相關關系，其中0.25～0.5 mm的水穩性團聚體與MWD，GMD間負相關達到顯著水平。同時，機械穩定性團聚體D值和MWD，GMD呈顯著負相關，其系數分別是-0.924，-0.977，表明團聚體直徑指標與分形維數呈逆向變化特征；但水穩性團聚體D值與之相關水平并未達到顯著水平。從團聚體D值與含量分析結果來看，機械穩定性團聚體D值與<0.25 mm，0.25～0.5 mm，0.5～1 mm這3個粒徑含量呈正相關關系，且與<0.25 mm，0.25～0.5 mm級別達到顯著性水平；而與1～2 mm，2～5 mm以及>5 mm粒徑呈負相關，說明1 mm為機械團聚體正負相關的界線。水穩性團聚體D值與其含量的相關性規律不明顯，不存在明顯的正負分界線；此外，濕篩條件下僅2～5 mm級別的團聚體與D值呈顯著正相關，相關性系數為0.991。

表5 土壤機械穩定性團聚體各參數間相關性分析

注：*代表相關性達到顯著水平(p<0.05)；**代表相關性達到極顯著水平(p<0.01)。MWD為土壤平均重量直徑，GMD為幾何平均直徑，PAD為結構破壞率，D為分形維數，K為土壤可蝕性因子，下表同。

表6 土壤水穩定性團聚體各參數間相關性分析

4 討 論

喀斯特石漠化地區由于獨特的二元地貌結構，地表、地下水土流失嚴重[20-21]，林草復合模式有利于石漠化地區退化生境的恢復[13]。已有研究證實土壤團聚體穩定性受植被覆蓋、結構體特征、種植年限、植物根系等方面的影響[22-25]，林草復合模式能有效地增加地表植被覆蓋率，促進根系正常生長，改善土壤基本性質，提高土壤抗蝕性[13,26-27]。本研究中干篩條件下，以>0.25 mm的機械穩定性大團聚體為主，這與汪三樹等[9]的研究結果一致。濕篩處理后，風干土結構體被破壞導致大團聚體含量降低，微團聚體含量增加，這是因為在濕潤條件下，部分團聚體容易發生斷裂破碎[7]。相較于天然灌草地，4種林草配置模式下土壤機械穩定性、水穩定性大團聚體含量較高，結構破壞率較低，這是因為林草復合系統能有效提高土粒團聚程度[28]，再加上部分天然灌草地表土流失，巖石裸露面積較大所致。這也表明林草復合模式有利于減少團聚體結構破壞率，提高土壤結構穩定性。

林草復合模式作為一種新型的土地利用方式[29]，直接改變地表植被類型，有效提高植被覆蓋水平，會引起團聚體穩定性變化。多數研究表明[8,15,30]，團聚體MWD，GMD指數越大，表明土粒集聚程度越高，結構穩定性能越好。本研究綜合考慮篩分結果發現，林草復合系統中林草混種模式下MWD和GMD最高，灌草套種模式下MWD和GMD最低，核桃是一種典型的落葉喬木，林下凋落物豐富，凋落物中所含腐殖質是影響團聚體形成的重要膠結物質[31]，同時其有利于增加林下土壤動物的數量和提高土壤微生物活性，從而提高土壤團聚體穩定性[32]。本試驗結果顯示，干濕篩處理所得到的結果差異明顯，機械穩定性團聚體D值依次排列為人工灌草地>林灌草地>林草地>人工草地>天然灌草，而水穩性團聚體D值為天然灌草地>林灌草地>林草地=人工草地>人工灌草，這主要是因為水穩性團聚體D值僅反映部分團聚體的影響[33]。

本研究表明4種林草配置模式下的K值明顯小于天然灌草地，且林草地和天然灌草地的差異性達到顯著性水平，不同林草模式間K值差異較小。說明天然灌草地土壤的抗侵蝕能力弱，不同的林草復合模式有利于提高土壤抵抗侵蝕的能力，這是由于不同林草復合模式下基巖裸露面積較小，在降雨時地表植被能有效減緩對土壤的破壞作用[34]。相關性分析表明，團聚體含量和機械穩定性團聚體MWD，GMD以及D值均以1 mm為正負相關性分界線；水穩性團聚體MWD，GMD以及D值與少部分級別團聚體呈顯著性相關，其中團聚體含量與MWD，GMD正負相關性的分界線為5 mm，與其D值分界線為2 mm。這說明在土壤團聚化過程中，1，2，5 mm是重要的臨界點。姜敏等[4]研究也認為在1 mm和5 mm粒徑的分界在微團聚體(<0.25 mm)—大團聚體(>5 mm)轉化過程中具有重要作用，能有效影響土壤團聚體結構特征。

喀斯特石漠化是我國生態環境治理的重要部分，目前林草植被恢復模式是多數學者進行石漠化治理研究的重點關注內容。石漠化問題較為突出的西南八省實施的林草植被恢復措施主要包括封山育林、人工造林、人工種草修復、生態林治理以及林草復合治理等[13]。董瑩珠[35]研究發現，云南省鶴慶縣實行封山育林與人工造林相結合的治理模式后，地表植被覆蓋率在3年增加了2%，土壤肥力得到提高；四川省鹽源縣較為典型的治理措施為經果林治理模式，主要樹種是青花椒、蘋果、核桃等，有效地減少了水土流失[36]；張靖宙等[37]通過模型研究得到不同石漠化治理模式對土壤碳儲功能的提升有重要的影響。本文從團聚體穩定性和土壤可蝕性的角度評價目前實行的林草配置模式優劣性。研究發現，對比天然灌草地，其余人工林、灌、草種植模式下團聚體穩定性更優，并且林草(核桃+黑麥草)混種模式的效果最好。

5 結 論

就團聚體組成而言，相比天然灌草地，不同林草配置模式能有效增加機械穩定性、水穩定性大團聚體含量，同時降低結構破壞率，有利于提高團聚體結構穩定性。不同林草復合模式下，林草地和人工草地的MWD，GMD高于天然灌草地，而D值則較低，且穩定性指數表明ASI林草地>ASI天然灌草地>ASI人工灌草>ASI林灌草地>ASI人工草地，總體而言，表明林草地土壤結構更優。在土壤可蝕性方面，相較天然灌草地而言，各林草配置模式下K值較低，不同林草復合模式對K值有明顯的影響，但其差異未達到顯著性水平。相關性分析顯示，團聚體含量與團聚體MWD，GMD和D值呈線性相關，其相關性水平差異較大，且在土壤團聚化過程中，1，2，5 mm是較為重要的臨界點。

綜合不同的人工林草模式，林草(核桃+黑麥草)混種模式在提高土壤團聚體穩定性和抗蝕性方面最優，是一種較好的配置模式，宜于在該區域實施和推廣。