黔中喀斯特地區坡面種植措施對土壤水分及產流產沙的影響

張琳卿, 覃 莉, 劉忠仙, 宋 濤, 李若愚, 劉小明, 李 瑞

(1.貴州師范大學 喀斯特研究院, 貴州 貴陽 550001;2.國家喀斯特石漠化防治工程技術研究中心, 貴州 貴陽 550001; 3.貴州省水土保持監測站, 貴州 貴陽 550002)

世界喀斯特地貌廣泛分布，中國西南喀斯特地區位于東亞喀斯特集中分布區中心[1]。喀斯特地貌形成機制復雜，區域地形破碎、土層瘠薄，加之區域降雨量大且集中，致使坡面土壤侵蝕風險極高。同時，喀斯特地區貧困人口集中，人地矛盾突出，存在大量不合理的人類活動，進一步加劇了水土流失，從而導致了石漠化現象的發生和發展，土地生產力也隨之下降，進一步加劇了人地矛盾。石漠化已然成為制約中國西南地區發展的重要生態頑疾，治理石漠化已刻不容緩[2]，而石漠化治理的關鍵是區域水土流失的防治[3]。目前，喀斯特地區水土流失治理措施體系主要包括工程措施[4-5]、生物措施[6]、農藝措施等[7-8]，其中生物措施具有較好的生態效益與經濟效益，是治理水土流失的常用手段[9-10]。國內學者針對種植措施的水土保持功能方面已開展了較多研究，目前對這方面的研究主要集中于黃土高原區、東北黑土區、土石山區及喀斯特區[11-14]。黃土丘陵溝壑區不同種植措施的水土流失防治效果研究表明，草灌木及林地的減沙作用好于耕地[15]，東北黑土區研究認為草地水土保持效果高于裸地[16]。由于喀斯特地區特殊和復雜的土壤侵蝕環境，多樣的土地利用方式，集中且強度較大的降雨條件，導致區域土壤侵蝕機理較為復雜，而以往對于喀斯特地區坡面土壤侵蝕相關研究多集中在模擬降雨的基礎上分析[17-19]，部分研究基于野外徑流小區，但觀測試驗時限相對較短[20-23]，需進一步開展區域天然降雨條件下坡面土壤侵蝕相關研究；同時，不同種植模式是否顯著提高黔中喀斯特區坡面水土保持功能需要進一步探討。鑒于此，本文基于2014—2018年野外長期觀測試驗，研究黔中喀斯特地區坡面不同種植措施對土壤保墑、減流減沙等水土保持功能的影響，并探討不同種植措施產流產沙對降雨因子的響應，以期為黔中喀斯特地區坡面水土流失防治提供參考。

1 試驗與方法

1.1 研究區概況

龍里羊雞沖小流域水土保持監測站位于貴州省黔南州龍里縣羊雞沖小流域，小流域中心坐標東經107°00′53″，北緯26°26′58″，面積11.89 km2，其中水土流失面積7.41 km2，占流域總面積的62.32%。龍里羊雞沖小流域屬烏江水系三沅河支流的上游，位于國家水土流失重點治理區珠江南北盤江治理區。植被類型為中亞熱帶常綠闊葉林，天然林已遭破壞，目前主要是人工林和天然次生林，主要植物種以云貴鵝耳櫪(Carpinuspubescens)、馬尾松(Pinusmassoniana)等為主，土壤類型以黃壤和水稻土為主。

龍里水土保持監測站始建于2004年，設置坡面徑流小區18個，坡面徑流小區均采用分流池和集流池等測流設備。18個徑流小區的處理分別為：1—6號為水保林，7—8號小區為坡耕地，9—10號小區為草地，11—12號小區為裸露小區，13—18號小區為經果林。基于本文研究目的，主要以玉米種植小區為對照組，故本研究不包括前述2個裸露小區；此外，由于小區建設之初的各種因素，17，18號小區(梨樹和樹莓種植小區)未設置重復，在不設重復小區的情況下，要求各小區在布局、材料和位置等方面保持一致，并采取統一方式管理，以減少不設重復帶來的不利影響[24]。龍里羊雞沖小流域水土保持監測站各徑流小區在布設、材料及位置等方面基本一致，全部采取統一的方式管理，且連續多年的觀測進一步減少了17，18號小區不設重復帶來的不利影響。

本研究所涉16個種植小區涵蓋9種種植措施，包括玉米、草地、楊樹、墨西哥柏、楊樹+墨西哥柏、楊梅、梨樹、樹莓和桃樹，各小區坡度20°～25°，土層厚度80 cm左右，土壤類型均為黃壤。本研究所選徑流小區基本情況如表1所示。

表1 龍里羊雞沖徑流小區基本情況

1.2 觀測內容及方法

本文基于貴州省黔中地區龍里羊雞沖小流域水土保持監測站，以坡面為研究尺度，徑流小區定位觀測為主要研究手段，于2014—2018年持續開展野外定位觀測。目前研究區主要觀測內容包括產流、產沙、降雨、土壤含水率、土壤容重、小區蓋度等。侵蝕性降雨結束后8 h內，采用水尺觀測集(分)流池水位，再換算為產流量；次降雨產沙量包括兩部分，一部分為沉積于集沙槽的泥沙，收集后烘干稱重即可。另一部分為集(分)流池中的渾水泥沙量，這部分泥沙的測定，采取取樣測試法，具體為測定產流量后充分攪拌集(分)流池中的渾水，然后采集1 000 ml渾水樣帶回實驗室，采用烘干過濾法、比重法等測定渾水泥沙含量，從而推算集(分)流池中的泥沙總量，加上集沙槽的泥沙量即為次降雨泥沙總量；采用如下公式計算徑流深和土壤侵蝕模數[25]：

(1)

(2)

式中：H為坡面徑流深(mm)；V為坡面產流總量(m3)；S為徑流小區面積(m2);M為土壤侵蝕模數〔t/(km2·a)〕；Ms為產沙總量(kg)。

利用研究區小氣候觀測站虹吸式自記雨量計自動觀測記錄降雨量等氣象數據，人工雨量計對校核；2014年4月至2018年12月，每月1號、15號測定徑流小區土壤含水率，采用TDR法測定土壤水分含量，每個小區每次重復測量3次，取平均值，測試土層深度小于20 cm(表層土)。

1.3 數據處理及方法分析

針對研究區2014—2018年的觀測數據，2014年及2017年部分小區因設備故障導致產流產沙數據未記錄，但本研究時限較長，研究期間最大產流產沙次數達115次，因此故障導致的部分數據的缺失不會對結果有大的影響。統計分析小流域降雨量、平均降雨強度、30 min最大降雨強度(I30)、土壤含水率、產流及產沙等水土流失相關特征指標，產流產沙數據采用次平均徑流深及土壤侵蝕模數，分析相關指標與種植措施的響應關系。運用Excel和SPSS 23軟件進行數據處理及分析，ArcGIS 10.2和Origin 2018繪制相關圖表。

2 結果與分析

2.1 土壤水分對種植措施的響應

降雨對土壤含水率的影響十分明顯。根據觀測資料統計，羊雞沖小流域2014—2018年降雨總量分別為1 161.7，1 260.9，1 025.8，1 137.9，1 206.0 mm，年變化波動較小。研究區2014—2018年多年月平均土壤含水率及月平均降雨量見圖1，全年降雨主要集中在5—9月，占全年總降雨量的71.79%。多年月均降雨量以6月最大，占年均總降雨量的25.67%；12月降雨量最小，僅占全年降雨量的1.75%。土壤月平均含水率極值出現在5—9月，與平均降雨量的極值相對一致。土壤含水率變化規律與降雨大致相同，4—7月間土壤平均含水率與降雨量月變化趨勢一致。

圖1 多年月平均降雨量及土壤含水率月際變化趨勢

研究期間，龍里羊雞沖小流域坡面土壤含水率在4.9%～46.3%之間變化，各種植措施下年均土壤含水率從大到小的排序為：楊梅>桃樹>樹莓>楊樹>梨樹>墨西哥柏+楊樹>草地>墨西哥柏>玉米，多年平均土壤含水率分別為：17.63%，17.58%，17.47%，16.84%，15.67%，14.92%，14.77%，14.73%和14.12%，見圖2。可以看出，除梨樹小區外，楊梅、桃樹、樹莓3種經果林措施土壤含水率均較高，顯著高于除楊樹以外的其他水保林、草地和坡耕地(p<0.05)，楊梅、桃樹、樹莓間無顯著差異(p>0.05)，但均顯著高于梨樹(p<0.05)；3種水保林措施中，楊樹小區土壤含水率顯著高于墨西哥柏和楊樹+墨西哥柏(p<0.05)，但后兩種措施間無顯著差異(p>0.05)；自然恢復草地和坡耕地多年平均土壤含水率均較低，尤其是坡耕地，顯著低于除墨西哥柏以外的所有種植措施(p<0.05)(圖2)。

按照生物措施歸類分析，結果見圖3。年均土壤含水率大小排序為：經果林>水保林>生態恢復草地>等高耕作，多年平均土壤含水率分別為：17.26%，15.55%，15.17%，14.12%，由此可以看出，經果林措施土壤保墑效果顯著高于其他3種措施(p<0.05)，而水保林年均土壤含水率低于經果林，但與生態恢復草地無顯著差異(p>0.05)，等高耕作措施多年平均土壤含水率最低，保水能力相對較差。

注：圖中不同小寫字母表示差異顯著(p<0.05)。 下同。

圖3 不同生物措施多年平均土壤含水率

研究區各措施土壤含水率對降雨量的響應不同(見表2)。桃樹種植措施月均土壤含水率與月降雨量呈極顯著正相關(p<0.01)，相關系數為0.739；楊梅及樹莓種植措施月均土壤含水率雨均與月降雨量呈顯著正相關(p<0.05)，相關系數分別為0.667，0.600。總體來看，各生物措施中，經果林土壤含水率對降雨量的響應最為顯著。

表2 不同種植措施下降雨量與含水率的相關性

2.2 坡面產流產沙對種植措施的響應

研究期間，就產流而言，不同種植措施條件下，次平均徑流深以楊樹種植小區最大，4.08 mm，其次分別為玉米4.02 mm，草地1.52 mm，墨西哥柏1.39 mm，楊樹+墨西哥柏1.39 mm，楊梅1.17 mm，梨樹1.14 mm，樹莓1.06 mm及桃樹1.01 mm。多重比較分析發現，林地水土保持措施坡面產流顯著高于坡耕地和草地(p<0.05)。各種植措施中楊樹及坡耕地次平均徑流深明顯高于其他種植措施，減流效果較差，經果林及草地減流效果最為明顯(圖4)。

圖4 不同種植措施平均次徑流深及土壤侵蝕模數

如圖4所示，坡面產沙方面，各種植措施多年平均土壤侵蝕模數以玉米為最大，60.70 t/(km2·a)，其次分別為楊樹3.00 t/(km2·a)，楊梅1.70 t/(km2·a)，草地0.90 t/(km2·a)，樹莓0.80 t/(km2·a)，桃樹0.22 t/(km2·a)，梨樹0.24 t/(km2·a)，墨西哥柏0.17 t/(km2·a)，楊樹+墨西哥柏0.11 t/(km2·a)，見圖4。可以看出，坡耕地土壤侵蝕風險遠高于其他種植措施(p<0.05)，占研究區坡面土壤侵蝕總量的90%以上，坡耕地是區域主要的水土流失策源地[26]。

各生物措施產流產沙年季變化特征見圖5。經果林及草地生物措施年均產流量從2014—2017年逐年減少，2018年稍有增多，但增加幅度不大。圖5a中，缺失值是由于徑流小區觀測設備出現故障未記錄，但楊樹種植措施2014—2016年平均產流量呈減少趨勢，2018年產流量略有增多。坡耕地生物措施在2016年平均產流量最小，其他年份均較高。水保林、經果林及草地生物措施年均產沙量從2014—2017年逐年減少，2018年略有增加。坡耕地措施2014—2018年產沙量波動較大，受降雨及人為因素影響劇烈；水保林、經果林及草地生物措施年均產流與年均土壤流失量變化趨勢相同，且均呈減少趨勢，坡耕地措施下產流與產沙變化趨勢略有不同。各生物措施產流產沙量年際變化的原因可能與降雨量存在關系，而坡耕地由于翻耕、鋤草與采收等對土壤表層的結構影響較大，受人為因素干擾較多，低強度降雨也可能導致坡面土壤侵蝕。

圖5 各生物措施平均徑流深及土壤侵蝕模數年度變化

2.3 不同種植措施坡面產流產沙對降雨的響應

對研究區2014—2018年侵蝕性降雨條件下的徑流深、土壤侵蝕模數分別與降雨因子進行相關性分析，結果見表3。產流產沙與降雨量、平均降雨強度及I30存在正相關關系，但產流產沙對不同種植措施的響應不同[27]。除楊樹+墨西哥柏種植措施外，其余8種種植措施產流量與降雨量均呈極顯著正相關(p<0.01)，相關系數為0.375～0.666。經果林中梨樹種植措施的產沙量與降雨量呈正顯著相關(p<0.05)，樹莓措施產沙量與降雨量無顯著相關關系(p>0.05)，其余7種種植措施的產沙量與降雨量均呈極顯著正相關(p<0.01)，相關系數為0.302～0.557。總體來看，降雨對各種植措施的產流及產沙量影響均較為明顯。

研究區不同種植措施產流產沙對降雨強度的響應存在差異。從表3可以看出，楊樹及楊梅種植措施的產流量與平均降雨強度呈顯著正相關(p<0.05)，墨西哥柏和楊樹+墨西哥柏小區產流量與平均降雨強度呈極顯著正相關(p<0.01)，但對草地及經果林措施的產沙無顯著影響。草地及梨樹種植措施產流與I30呈顯著正相關(p<0.05)，楊樹、墨西哥柏、玉米、楊梅及桃樹種植措施的產流量與I30呈極顯著正相關(p<0.01)。墨西哥柏、楊樹+墨西哥柏及楊梅種植措施的產沙量與平均降雨強度呈極顯著正相關(p<0.01)。玉米及楊樹+墨西哥柏措施與I30呈顯著正相關(p<0.05)，墨西哥柏措施的產沙量與I30呈極顯著正相關(p<0.01)。由此可以得出，各種植措施的產流量產沙量與平均降雨強度及I30均存在正相關性，且產流量與I30的相關性更好。

表3 不同種植措施下降雨與坡面水土流失的相關性

3 討 論

本文分析侵蝕性降雨條件下研究區種植措施對土壤含水率及產流產沙量的影響，結果表明，土壤表層含水率對降雨的變化反應較為敏感。具體而言，1—3月土壤含水率相對較低，4—6月土壤含水率逐漸升高，至8—9月土壤含水率基本保持在較高水平；9—12月，隨降雨量逐漸減少，土壤含水率雖有小幅波動，但總體呈逐漸降低趨勢。這與前人在喀斯特峰叢洼地區及黃土區的研究結果基本一致[28-29]。但有一特殊現象值得注意，即研究區3—4月土壤含水率先升后降，在降雨量相對較少、植被生長初期需水量較大及氣溫回升等綜合影響下，土壤含水率產生波動[30]。6—8月間土壤含水率與降雨量并不呈正相關關系，土壤含水率的變化受到降雨及地表蒸散發強度的影響[31]，以及土壤水分特性決定其調蓄能力進而影響土壤含水率[32]，降雨量與地表蒸散發強度之間的消長關系可能是研究區6—8月土壤含水率出現波動的原因。

土地利用方式與土壤容重對土壤水分入滲具有一定的交互影響[33]，是影響土壤含水率的重要因素[34]。研究區各種植措施土壤含水率存在顯著差異，其中經果林含水率顯著高于其他3種措施，李瑞等[26]在貴州喀斯特地區對土壤含水率進行研究，得出土壤含水率林地>草地>耕地，與本文研究一致，藍家程等[35]在重慶巖溶地區的結論也證實了這一點。但張笑楠等[30]在桂北喀斯特地區得出經果林土壤含水率顯著低于次生林和灌草叢，這與本文研究結果存在差異，這可能由于本研究選取的經果林與其研究區經果林的種植時間長短不同，本研究區經濟林2004年種植，經過十幾年的生長，已形成較為完整的系統，形成了良好的保墑作用。經果林保墑效果優于水保林，原因可能是水保林近年進行了人為鋤草干預，導致林下灌木層+草本層的立體結構被破壞，其次研究區水保林種植密度(行株距為1.5 m×1.5 m)高于經果林(行株距為3 m×3 m)，一定程度上抑制了林草生長[21]，最終導致枯枝落葉層厚度及攔蓄水能力降低，對降雨的濺蝕作用減少，降雨入滲量少。另一方面，研究區經果林土壤容重較水保林低(表1)，質地較好，對土壤水分的調控作用好于水保林。

研究期間，各生物措施產流產沙均以等高耕作(玉米)最大，坡耕地田間耕作活動加大了坡面土壤侵蝕風險。有研究表明耕地措施中順坡耕作措施土壤流失強度最大[36]，橫坡壟作在暴雨條件減流93%～95%[37]，本研究坡耕地雖采取了等高耕作措施，但水土保持效果仍低于其他生物措施，一方面受耕作活動影響，玉米種植小區土壤容重較大(表1)，進而影響土壤孔隙度及土壤團聚體等土壤特性，導致土壤含水率較低，產流產沙量較大；另一方面，同其他種植措施相比，坡耕地的產流產沙對坡度更敏感，坡度>25°坡耕地的侵蝕量比5°坡耕地的侵蝕量增加3倍多[38]，坡度增加可使部分降水未及時入滲轉為地表徑流，同時水流挾沙能力增強[39]。前人不同土地利用方式的產流產沙現狀研究表明，林地水土流失防控效果優于坡耕地種植措施，其中水保林減流減沙效果優于經果林[40]，本研究區減流效果以經果林中的桃樹種植措施最好，減沙效果以楊樹+墨西哥柏種植措施最好，兩結論存在一定差異。林地措施水土保持效果主要來自3個方面，包括林冠層的截留作用、林下覆蓋植被及枯落物的攔蓄作用以及植物根系對土壤結構的改良作用[6]。本研究經果林種植措施土壤容重較小、板結程度低，土壤含水率高于水保林，且植被覆蓋度較高，可有效增加降雨入滲量和減少坡面匯流，進而減流效果好于水保林。減沙效果則以水保林措施較好，水保林措施高大的林冠層可減少降雨對地面的直接濺侵作用，進而減少產沙量，但楊樹種植措施減流減沙效果相對較差，與其他水保林小區產流存在顯著差異，主要由于楊樹雖冠層高大，但其林下植被未形成林灌草復合結構，高大林冠層攔截匯流而成的降雨可能加大了降雨動能，加劇了對表層土壤的侵蝕，故水土保持效果較經果林差，這與其他研究者在紅壤區的研究結論一致[41]。綜合考慮黔中喀斯特地區自然與人文因素，在高原山區立地條件差的區域，喬木林種植仍是重要的水土保持措施。自然恢復草地與林地種植措施相比，缺少林冠層，雖減流減沙效果低于林地措施，但地表植被的覆蓋及地下根系起到了很好穩固土壤結構的作用，相比玉米種植措施有效減少了坡面水土流失。

4 結 論

黔中喀斯特區不同種植措施條件下，坡面土壤含水率與降雨量變化趨勢相同，降雨量增加，土壤含水率增加。不同種植措施土壤含水率存在差異，保水效果以楊梅種植最優，玉米種植(等高耕作)最差；產流量及產沙量均以等高耕作措施為最大，產流量以經果林措施中桃樹最小，產沙量以水保林措施中楊樹+墨西哥柏最小。

各種植措施中，楊樹及墨西哥柏措施的產流量與降雨因子均存在顯著正相關，墨西哥柏及楊樹+墨西哥柏措施的產沙量與降雨因子存在顯著正相關，其他種植措施產流產沙受到更多綜合因素的影響。

綜上所述，黔中喀斯特地區不同水土保持種植措施土壤含水率差異明顯，與坡耕地相比較，其他種植措施提高了土壤含水率，同時也提高了坡面土壤抗侵蝕能力，降低了土壤侵蝕風險。