成都粘土可蝕性K值及其對土地利用的響應研究

熊 泳，文星躍，茍明忠，周如玉，葛璐月

(西華師范大學 a.生命科學學院，b.環境科學與工程學院，c.地理科學學院，四川 南充 637009)

土壤侵蝕是全球面臨的重要生態環境問題[1-6]。影響土壤侵蝕因素很多，除了徑流、坡度、植被、地貌等外在因素之外，還受內在土壤抗侵蝕能力影響[7]。土壤抗侵蝕能力又分為抗沖性和抗蝕性，其中土壤抗蝕性指土壤抵抗外營力對其分散和破壞的能力，反映土壤對侵蝕的易損性和敏感性，通常用土壤可蝕性因子K衡量[7]，K值估算方法有諾謨方程和修正諾謨方程[8]、EPIC模型[9]、幾何平均粒徑模型[10]和基于土壤理化性質的非線性最佳擬合模型[11]等。目前EPIC模型K值計算在西南紫色土區[12-13]、喀斯特地區[14-15]、黃土高原[16-17]等地區廣泛應用。土壤可蝕性K值主要基于土壤理化性質計算，而土地利用會影響土壤的理化性質，進而改變土壤的可蝕性[18]。成都粘土特指廣泛分布于成都平原及鄰近丘陵地區二級以上階地上的風塵沉積物[20]，近年來的研究多討論成都粘土的物源、成因、年代和環境指示意義[19-26]，同時，因其具有超固結性、脹縮性和裂隙性等特性，在房屋建筑與道路工程中受到高度重視[27-29]，但基于土地利用方式下對成都粘土的抗蝕性分析鮮見涉及。成都粘土分布區域屬于人口稠密區，人類活動頻繁，不合理的耕作方式和土地利用往往會加劇當地水土流失。而土壤可蝕性因子K值是預測評價水土流失的基礎數據，定量評估不同土地利用類型對土壤可蝕性K值的影響，能為評價土地資源和預測水土流失提供參考依據。因此，本文以成都粘土上的發育土壤為研究對象，通過實地采樣和室內分析，研究不同土地利用方式對土壤理化性質的影響，并基于EPIC模型計算土壤可蝕性K值，揭示不同土地利用類型土壤的理化性質和土壤可蝕性差異及其內在聯系，為土壤侵蝕定量研究及制定水土保持措施提供新思路。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

成都平原屬于亞熱帶濕潤季風性氣候，年均溫16.1 ℃，年均降水量1200～1600 mm。地貌特征表現為丘陵零星分布在平原南部和東北部，西部低山，平原內部分布沖積平原，西部分布著三級臺地，海拔670～750 m，龍門山地區海拔較高，在1500～3000 m[31]。通過野外考察，在不同地點選取受工業活動影響較小的成都粘土上發育土壤剖面9個(圖1)，其中林地3個，旱地3個，荒草地3個(表1)，各地類多年保持相對穩定。每種地類剖面深度在0～100 cm，分別在15、35、60 cm處取樣，其中0～15cm為表土樣。

1.2 實驗方法

土壤粒度組成采用馬爾文Master size 3000型激光粒度儀測定。上機測試前分別用稀鹽酸和稀過氧化氫分別去除樣品中的碳酸鹽和有機質，并用濃度為0.05%的六偏磷酸鈉和超聲振蕩分散，重復測量誤差在2%以內；采用重鉻酸鉀-硫酸消化法測定土壤有機質，用分光光度計比色，土壤有機碳含量等于有機質含量除以1.724；碳酸鹽含量采用氣量法測定，酸度計測定pH值且水土比為2.5∶1；采用MS2型磁化率儀(英國Bartington)測定土壤磁化率；常量元素(Si、Al、Fe、Ti)在蘭州大學西部環境教育部重點實驗室用X-Ray熒光光譜儀(荷蘭Panalytical)測量，實驗誤差小于5%。土壤可蝕性K值基于Williams等[9]提出的EPIC模型來計算，其公式如下：

表1 土壤樣品基本情況

公式中，Wa為砂粒含量(0.05～2 mm,%)；Wi為粉粒含量(0.002～0.05 mm,%)；Wl為粘粒含量(<0.002 mm,%);C為有機碳含量(%)，計算出來的K值為美國制單位計量，結果乘以0.1317轉換為國際制單位(t·h·MJ-1·mm-1),本文K值采用國際制單位。

2 結果與討論

2.1不同土地利用類型表土的理化性質

2.1.1 不同土地利用類型下的土壤粒度特征

土壤顆粒作為土壤結構的基礎物質，與土壤的理化特性緊密聯系[33]，也是定量土壤抗蝕性的重要指標之一[34]。整體看(圖2)，研究區各土地利用類型土壤顆粒組成以粉粒為主，含量為53.55%～80.92%，均值為70.84%；粘粒含量為8.04%～25.09%，均值為15.74%；砂粒含量相對較低，為2.02%～33.79%，均值為13.41%，表明土壤質地為粉土或粉壤土。通過顯著性檢驗發現，3種地類表土的粘粒無明顯差異；荒草地的粉粒含量顯著高于旱地和林地，均值大小為荒草地(77.01%)>旱地(68.91%)>林地(67.46%)；林地和旱地的砂粒含量顯著高于荒草地，均值大小為林地(16.69%)>旱地(15.56%)>荒草地(7.15%)。不同土地利用方式在一定程度上影響著土壤的顆粒組成。林地相較荒草地具有更好的植被覆蓋，其枯枝落葉和根系也更為豐富，另外林地土壤具有良好的水分條件，為微生物提供了良好的生境，促進微生物的新陳代謝，使得林地土壤中小顆粒粘結作用更強，小顆粒往往團聚為大顆粒[15,34]。

2.1.2 不同土地利用類型下的土壤有機質含量

表2 不同土地利用類型表土的理化性質

土壤有機質作為土壤的重要組成部分，影響著土壤的性質，保持和增加土壤中有機質含量有利于團聚體的形成并維持其穩定性，這是評價土壤質量和土壤抗蝕性的一項重要指標[35]。研究區表層土壤有機質的平均含量為1.39%，最高為3.86%，最低值0.11%。由表2可知，不同土地利用類型下土壤有機質含量不同，林地和旱地的有機質含量顯著高于荒草地(P<0.05)，是荒草地的近3倍，均值大小表現為林地>旱地>荒草地。林地地表枯枝落葉形成豐富的土壤腐殖質，具有一定的保水保土功能；土壤腐殖質與土壤中的鈣離子相結合形成穩定的胡敏酸，進一步有助于有機質的保存和積累。在耕作和管理過程中，旱地通過秸稈還田、施加有機肥等形式增加土壤中的有機質含量[15,34-35]。相比林地和旱地，植被稀疏、多裸露的荒草地土壤有機質積累就較少。因此，有機質含量較低的荒草地土壤不利于土壤中大粒級水穩性團聚體形成，并且土壤結構穩定性和抗崩塌能力較弱，更易受到外力剝蝕、搬運。

2.1.3 不同土地利用類型下的硅鋁鐵率

土壤中的原生礦物是組成土壤物質的基礎，同時對土壤的性質產生巨大影響。土壤硅鋁鐵率(SiO2/(Fe2O3+Al2O3)，Saf)不僅能反映土壤母質的風化程度，還能反映粘土礦物組成，同時也是表征土壤抗侵蝕能力的重要指標[15]。因為粘土礦物中鐵、鋁和硅的氧化物及水合物與土壤腐殖質集合會形成穩定有機無機復合體，這利于土壤中水穩性團聚體的形成，增強土壤抗侵蝕能力。研究區Saf介于4.65～7.82，平均值為6.13；不同地類土壤的Saf值差異不顯著(表2)，均值大小表現為荒草地>林地>旱地。Saf值越小,指示土壤遭受的風化強度越強，反之越弱[15]，因此3種地類中荒草地土壤的化學風化作用最弱，而林地土壤和旱地土壤的化學風化較強。化學風化越弱，礦物的風化速度也就相對較慢，其土壤中所含的粘土礦物也相對較少，這不利于土壤中水穩性團聚體的形成，使得荒草地土壤對外力侵蝕的敏感性更強。

2.1.4 不同土地利用類型下的磁化率

土壤侵蝕過程中發生的剝離、搬運和沉積動力以及次生變化等一系列作用，都將會直接影響土壤磁性礦物的含量、類型和粒徑大小，往往使土壤磁化率發生變化[36]。已有研究[36-38]表明，土壤磁學特性與不同侵蝕環境變化、人為作用等因素具有對應關系，因此，土壤磁化率也是表征土壤侵蝕特征的重要指標。

表3 土壤樣品相關性分析

由表2可知，不同土地利用類型下的質量磁化率和頻率磁化率存在顯著性差異(P<0.05)，均值大小表現為林地>旱地>荒草地。通過相關性分析表明，質量磁化率和頻率磁化率均與土壤有機質呈顯著正相關關系，與pH和碳酸鹽無顯著相關關系(表3)，相關系數分別為0.527(P<0.01)和0.422(P<0.05)，說明土壤磁化率主要受土壤有機質含量的影響，有機質含量越高，土壤的磁化率也較高。已有研究[37-38]表明，土壤磁性受控于成土母質、成土條件和成土過程,反映出沉積物中鐵磁性礦物相對含量的高低，且土壤磁性能表征土壤侵蝕能力[36]，其中頻率磁化率大于5%時，土壤磁性主要來自于成土過程中所產生的次生亞鐵磁性礦物。推測旱地土壤的深層翻耕或人為熟化增加了土壤中的次生亞鐵磁性礦物和超順細顆粒，使得土壤中的磁化率較高；而林地土壤處于較高有機質環境中，在溫暖濕潤條件下土壤有機質在分解過程中創造還原環境，使氧化物中的高價鐵變為亞鐵物質，從而在土壤中活化、遷移，即在氧化還原反映中生成新的磁性礦物，使林地土壤磁化率偏高；相對林地和旱地，荒草地土壤有機質含量較少，使荒草地土壤呈現磁化率偏低現象。

2.2 不同土地利用類型下表土的土壤可蝕性

表4 土壤可蝕性K值基本統計學特征

土壤可蝕性反映土壤自身對外部侵蝕營力，如降水等的敏感性，K值大小是衡量土壤抗蝕能力強弱的指標，即隨著K值增大，土壤的抗侵蝕能力減弱[39]。研究區土壤可蝕性K值介于0.0226～0.0563，平均值為0.0398(表4)。四川省平均K值為0.0283，最小和最大K值分別為0.0010、0.0667[40]，研究區土壤可蝕性K值介于上述數值范圍之內，數據具有可靠性。根據土壤可蝕性K值的分級指標[41]，將其轉換為國際單位制后，研究區土壤可劃分為4個等級，即較低可蝕性、中等可蝕性、較高可蝕性、高可蝕性，體現出研究區土壤抗蝕能力的強弱差異。研究區土壤整體上屬于高可蝕性，其中旱地和林地屬較高可蝕性，荒草地屬高可蝕性，依據Wilding和Drees[42]建立的變異性分級標準，研究區土壤可蝕性整體屬于中等變異(10%

基于EPIC經驗公式，對3種土地利用類型表土的土壤可蝕性K值進行比較。由表4可知，林地和旱地的表土K值較小，分別為0.0344和0.0375，荒草地的表土K值最大,為0.0490。林地和旱地兩者的K值差異不明顯，但荒草地的K值顯著高于林地和旱地(P<0.05)，表明荒草地表土對外力侵蝕的敏感性最強。土壤結構的穩定性決定土壤可蝕性的強弱，而其又與土地利用方式有關[43]。不同土地利用方式的植被和耕作方式存在差異，使土壤理化性質和結構穩定性發生改變，最終導致土壤對外營力侵蝕的敏感程度不同。天然林地具有較高的植被覆蓋度以及良好的群落結構，加上根系的穿插等作用，在一定程度上使得林地土壤抗侵蝕能力較強，即表現出林地土壤的可蝕性K值較小，此與唐夫凱等[15]研究結果一致。在已有研究中[43-46]，旱地土壤可蝕性K值往往大于荒草地，但在本研究中卻相反，推測與荒草地中的植被覆蓋度和有機質含量偏低有關。研究區旱地主要種植紅薯、玉米等作物，加上人工施肥等使土壤有機質含量比荒草地高，能有效使小顆粒物質膠結在一起，在一定程度上增加土壤抗侵蝕能力；而荒草地植被以艾蒿類為主，植物根系較淺，加之植被稀疏，裸露的土壤較多，在同等降水條件下更易受到雨水的激濺和徑流的沖刷作用影響，使荒草地粉粒含量增多，增強土壤粘結，阻礙雨水下滲。因此，荒草地土壤可蝕性K值較高，土壤抗侵蝕能力較弱。

2.3 不同土地利用類型土壤剖面的可蝕性和理化性質

不同土地利用類型土壤可蝕性K值和理化性質剖面變化如圖3所示，其中不同土地利用類型土壤可蝕性K值剖面變化整體表現出隨深度增加而增大，與土壤有機質含量剖面分布變化趨勢相反。這主要因為土壤表層與外界的物質和能量交換頻繁，使大量物質輸入表層土壤中，加之大量微生物頻繁活動、植被根系主要集中于此，而隨著土壤深度的增加微生物活動減弱，根系減少，土壤所含養分也下降[35]。Saf值隨土壤深度增加略有增大，這反映出隨土壤深度增加，土壤遭受的風化作用有變弱的趨勢。粘砂比和粉粒整體上呈現出隨著土層深度的增加而增大的趨勢。土壤粘砂比可反映土壤礦質顆粒的分化強度，這很可能跟表層土壤中細顆粒淋溶下滲有關[21-22]。研究區土壤可蝕性K值隨深度增加的變化與土壤有機質的變化趨勢相反，而與硅鋁鐵率、土壤粒度的分布變化相似。土壤有機質能促進土壤團聚體的形成，與土壤結構的穩定性緊密相關[47]，土壤有機質含量越高，土壤可蝕性K值越小。旱地的土壤可蝕性K值隨土壤深度增加的變化幅度最大，這與旱地受人類擾動影響最大有關。

2.4 可蝕性K值與影響因素的相關性分析

土壤可蝕性K值大小與土壤理化性質密切相關，而不同土地利用方式會使土壤理化性質發生改變，進一步影響土壤的潛在可蝕性和最終的土壤侵蝕過程[48]。土壤可蝕性K值與土壤理化性質的Pearson相關性分析結果顯示(表5)：土壤可蝕性K值與粘粒含量(R=0.521，P<0.01)和粉粒含量(R=0.869，P<0.01)均呈極顯著正相關，這與黃曉強等[35]在北京山區典型土地利用方式對土壤理化性質及可蝕性的影響研究一致,表明在粘粒和粉粒含量增加時，細顆粒組分在降水過程中會堵塞土壤孔隙，進而阻礙土壤水分下滲，增加地表徑流，加速地表產流產沙，增強土壤侵蝕能力。可蝕性K值與砂粒呈極顯著負相關(R=-0.934，P<0.01)，這與陳英等[44]研究一致，表明砂粒作為大顆粒物抵抗侵蝕介質剝離、搬運能力較強，砂粒含量越高，土壤抗蝕能力越強。可蝕性K值與有機質含量呈極顯著負相關(R=-0.560，P<0.01)，這與楊帆等[49]研究結果一致，表明土壤有機質的積累，能增加土壤顆粒和水分之間黏結作用，促進水穩性和微團聚體的形成，有利于土壤結構的穩定性，增強土壤抗侵蝕能力。劉洋等[36]研究表明，土壤磁化率與黏粒、粉粒含量存在顯著正相關關系，與砂粒含量呈顯著負相關關系，土壤磁化率能作為表征土壤侵蝕特征的重要指標。但在本研究中未發現磁化率與粒度、可蝕性K值之間存在統計學上的顯著相關，這可能與研究區域磁性偏低，樣品數量不足有關。可蝕性K值與Saf呈極顯著正相關(R=0.579，P<0.01)，與Al2O3含量呈極顯著負相關(R=-0.572，P<0.01)，而與TiO2(R=0.388)和SiO2(R=0.423)含量呈顯著正相關(P<0.05)，這與Bennett等[50]研究相符合，主要是因為成都粘土有較高的TiO2、SiO2含量和較低的Al2O3含量[51]，表明土壤可蝕性K值大小與成土母質和后期成土過程緊密相關，成土母質和后期成土環境的不同使土壤中所蘊含的化學元素存在差異，在一定程度上影響著土壤抗侵蝕能力。

表5 土壤可蝕性K值與土壤理化性質的相關性分析

3 結 論

1)研究區土壤顆粒組成以粉粒為主，土壤質地表現為的粉土或粉壤土的特征，土壤中的磁化率主要受土壤有機質含量的影響。不同土地利用方式下表土的理化性質差異顯著，荒草地的粉粒含量顯著高于旱地和林地，均值含量表現為荒草地>旱地>林地；林地和旱地的砂粒、有機質含量、磁化率顯著高于荒草地，均值大小表現為林地>旱地>荒草地。粘粒含量和硅鋁鐵率在3種地類中無明顯差異。

2)研究區土壤可蝕性K值介于0.0226～0.0563，平均值為0.0398，表明其具有高可蝕性。3種地類中荒草地土壤屬于高可蝕性，林地和旱地土壤屬于較高可蝕性。不同土地利用類型下表土壤可蝕性K值存在顯著差異性，3種地類中林地和旱地兩者的K值差異不明顯，但荒草地的K值顯著高于林地和旱地，K值大小依次表現為荒草地>旱地>林地，即荒草地土壤受到侵蝕的潛在可能性最大，旱地次之，而林地具有較好的抗侵蝕能力。

3)不同土地利用類型土壤可蝕性K值剖面變化整體表現出隨深度增加而增大，土壤有機質含量剖面分布變化趨勢與其相反。旱地土壤的可蝕性K值隨土壤深度增加的變化幅度最大，這與旱地土壤受人類擾動的影響最大有關。Saf值、粉粒和粘砂比均呈現出隨著土壤深度的增加而增大的趨勢，與土壤可蝕性K值剖面變化趨勢相似。

4)土壤可蝕性K值與土壤粒度、硅鋁鐵率和有機質含量、地球化學元素呈顯著相關。土壤可蝕性K值與Al2O3含量、砂粒和有機質含量呈顯著負相關關系，而與地球化學元素中的SiO2和TiO2、粘粒和粉粒含量、硅鋁鐵率呈顯著正相關關系。相關性大小排序依次為:砂粒>粉粒>Saf>Al2O3>有機質>粘粒>SiO2>TiO2。成土母質和后期成土環境的不同使土壤中所蘊含的地球化學元素存在差異，也在一定程度上影響著成都粘土的土壤可蝕性。