喀斯特土壤抗蝕性對(duì)不同土地利用方式的響應(yīng)

李會(huì)， 周運(yùn)超， 劉娟， 李玲

(1.貴州大學(xué) 林學(xué)院，550025，貴陽(yáng)；2.貴州省森林資源與環(huán)境研究中心，550025，貴陽(yáng)；3.普定喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測(cè)研究站，562101，貴州普定)

喀斯特土壤抗蝕性對(duì)不同土地利用方式的響應(yīng)

李會(huì)1,2， 周運(yùn)超1，2，3?， 劉娟1， 李玲1

(1.貴州大學(xué) 林學(xué)院，550025，貴陽(yáng)；2.貴州省森林資源與環(huán)境研究中心，550025，貴陽(yáng)；3.普定喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測(cè)研究站，562101，貴州普定)

為了解喀斯特地區(qū)不同土地利用方式土壤的抗蝕性能，探討喀斯特地區(qū)能否沿用黃土高原土壤抗蝕性研究的方法，在普定陳旗小流域內(nèi)測(cè)定6種喀斯特地區(qū)典型土地利用方式土壤的抗蝕性指標(biāo)，并進(jìn)行主成分分析。結(jié)果表明：衡量普定陳旗小流域土壤抗蝕性的3個(gè)最佳指標(biāo)是有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、>0.5 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)和抗蝕性指數(shù)；不同土地利用方式土壤的抗蝕性大小順序?yàn)?，灌草?稀疏灌叢地>火燒跡地>復(fù)合植被>幼林地>坡耕地。說(shuō)明土地利用方式和強(qiáng)度的改變，使地表植被和土壤理化性質(zhì)發(fā)生變化，進(jìn)而影響土壤的抗蝕性指標(biāo)，導(dǎo)致土壤抗蝕性相應(yīng)變化。積極的人為活動(dòng)益于增強(qiáng)土壤抗蝕性，破壞地表植被和土壤結(jié)構(gòu)的人為活動(dòng)降低土壤抗蝕性。結(jié)合全坡面大徑流場(chǎng)水土流失監(jiān)測(cè)結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤抗蝕性大小順序與水土流失監(jiān)測(cè)結(jié)果不一致，同時(shí)喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究存在大量矛盾，說(shuō)明喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究直接套用黃土高原土壤抗蝕性研究的方法值得商榷。

喀斯特； 土壤抗蝕性； 土地利用方式； 主成分分析

喀斯特石漠化是我國(guó)西南地區(qū)面臨的最為嚴(yán)峻的生態(tài)環(huán)境問(wèn)題。貴州高原正處在我國(guó)西南喀斯特地區(qū)的中心地帶，分布面積最廣泛、發(fā)育最復(fù)雜[1]。貴州省喀斯特面積占全省土地總面積的73.6%，全省95%的縣(市)有喀斯特分布[2]?？λ固氐貐^(qū)大部分土壤的母質(zhì)是石灰?guī)r、白云巖等碳酸鹽類巖石，成土物質(zhì)少、風(fēng)化速率慢，使喀斯特地區(qū)成土緩慢[2-3]，土層淺薄，巖石裸露率高，土被不連續(xù)，土壤滲漏性強(qiáng)、持水量低[1]。加上濕潤(rùn)的氣候條件，土壤極易隨水流失，形成類似荒漠化的獨(dú)特景觀即石漠化。不合理的人為活動(dòng)更加劇了石漠化進(jìn)程[2]，使喀斯特地區(qū)土壤侵蝕嚴(yán)重，生態(tài)環(huán)境持續(xù)惡化。

土壤作為被侵蝕的對(duì)象，其抵抗侵蝕的能力是影響水土流失的重要因素。朱顯謨[4]等曾把土壤抗蝕性區(qū)分為抗蝕和抗沖2種性能：抗蝕性指土壤抵抗徑流對(duì)其分散和懸浮的能力，主要取決于土粒和水的親和能力；抗沖性指土壤抵抗徑流對(duì)土壤的機(jī)械破壞和推動(dòng)下移的能力，主要取決于土粒間和微結(jié)構(gòu)間的膠結(jié)力和土壤結(jié)構(gòu)體間抵抗離散的能力。土壤抗蝕性是土壤侵蝕研究的重要內(nèi)容之一，除與土壤理化性質(zhì)等內(nèi)在因素有關(guān)外, 還受降雨特性和土地利用狀況等外部因素的影響[5]。土地利用方式作為人類利用土地的綜合反映，其變化不僅可以改變地表植被覆蓋與植物類型，還會(huì)引起土壤管理措施的改變。土地利用方式不同，土壤結(jié)構(gòu)、孔隙狀況及團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)不同，因而其土壤抗蝕性也不同[6]。雖然目前涉及土壤抗蝕性方面的研究報(bào)道不少，但大部分集中在黃土高原[7-8]及紫色土地區(qū)[9]。喀斯特地區(qū)由于環(huán)境本身的特殊性和復(fù)雜性，土壤侵蝕的研究極為薄弱，貴州喀斯特地區(qū)不同土地利用類型土壤抗蝕性的報(bào)道比較缺乏。

土壤抗沖性主要采用蔣定生[10]設(shè)計(jì)的原狀土沖刷水槽法測(cè)定；但由于試樣較小，采集時(shí)難免有擾動(dòng)，很難準(zhǔn)確地反映土壤的抗沖性能。在陳旗小流域內(nèi)，已用全坡面大徑流場(chǎng)法，對(duì)6種不同土地利用方式的地表徑流量和土壤流失量進(jìn)行監(jiān)測(cè)[11]，克服了這一缺點(diǎn)，較為準(zhǔn)確地反映了不同土地利用方式土壤的抗沖性。在此基礎(chǔ)上對(duì)陳旗小流域6種典型土地利用方式土壤的抗蝕性進(jìn)行研究，以探索喀斯特土壤抗蝕性對(duì)不同土地利用方式的響應(yīng)機(jī)制，了解該地區(qū)6種典型土地利用方式土壤的抗侵蝕能力，并結(jié)合監(jiān)測(cè)結(jié)果，探討喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究能否沿用黃土高原土壤抗蝕性研究的方法，為防治該區(qū)域土壤侵蝕與退化、恢復(fù)生態(tài)環(huán)境提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

陳旗小流域(E 105°43′30″～105°44′42″,N 26°15′36″～26°15′56″)位于貴州省安順市普定縣后寨河流域內(nèi)，流域面積1.29 km2，最低海拔1 338 m，最高海拔1 491 m。地形起伏大，山坡陡峻。下伏基巖為三疊系中統(tǒng)關(guān)嶺組灰?guī)r和泥灰?guī)r。流域內(nèi)的土壤以石灰土為主，分布不連續(xù)，平均厚度為20～40 cm。研究區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候區(qū)， 全年濕潤(rùn)多雨、年均氣溫15.1 ℃，月平均氣溫最低一般在3～6 ℃，最高在22～25 ℃。降水時(shí)空分布不均，多集中在5—9月，多年平均降水量為1 336 mm[11]。年蒸發(fā)量920 mm。研究區(qū)植被以灌叢和次生林為主，主要物種有薔薇科、殼斗科和樟科等，如小果薔薇(RosacymosaTratt.)、火棘(Pyracanthafortuneana(Maxim.) Li)、白櫟(QuercusfabriHance)、紅葉木姜子(LitsearubescensLecomte)、柏木(CupressusfunebrisEndl.)、響葉楊(PopulusadenopodaMaxim)、香椿(Toonasinensis(A.Juss.)Roem.)等，農(nóng)作物主要有水稻(OryzasativaL.)、玉米(ZeamaysLinn.Sp.)、大豆(Glycinemax(Linn.)Merr)等。

在研究區(qū)選擇幼林地、 稀疏灌叢地、 坡耕地、 灌草地、 火燒跡地、 復(fù)合植被6種西南巖溶坡地典型土地利用類型，依山勢(shì)建立了6個(gè)坡度基本相同的全坡面大型徑流場(chǎng)(圖1、表1)。各徑流場(chǎng)下伏基巖巖性差異不大，巖層產(chǎn)狀基本水平[11-12]。灌草地火燒后，被當(dāng)年自然生長(zhǎng)的灌叢和蕨類覆蓋；火燒跡地火燒后人為剪除自然生長(zhǎng)的灌叢和蕨類而保持原狀，后未進(jìn)行人工干預(yù)；幼林地及其周邊20世紀(jì)80年代開(kāi)始?xì)Я址ツ荆?000年左右開(kāi)始封山育林；坡耕地及周邊70年代初期毀林開(kāi)荒，1985年后成

為坡耕地；稀疏灌叢地及周邊1980年以前已開(kāi)始進(jìn)行放牧、樵采等人為活動(dòng)，至今過(guò)度放牧仍十分嚴(yán)重；復(fù)合植被及周邊1980年以前為原生常綠落葉混交林，后經(jīng)放牧、樵采等人為活動(dòng)，下部已退化成草地和稀疏灌叢，上部也逐漸退化為灌木為主的次生林，面積各占50%[11]。

GCD：灌草地；HSJD：火燒跡地；YLD：幼林地；PGD：坡耕地；XSGC：稀疏灌叢地；FHZB：復(fù)合植被，下同。GCD: shrub-grass land; HSJD: burned land; YLD: young forest; PGD: sloping farmland; XSGC: grazing shrub land; FHZB: mixed vegetation. The same below. 圖1 研究區(qū)徑流場(chǎng)布設(shè)示意圖Fig.1 Location of run off plots in Chenqi catchment

表1 樣地基本特征及土壤基本理化性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)處理及相關(guān)計(jì)算公式

研究地點(diǎn)在中科院普定喀斯特生態(tài)定位研究站，土樣采自陳旗小流域內(nèi)已經(jīng)設(shè)置的徑流場(chǎng)。用S型取樣，各樣品取1 kg，土樣采集后用四分法分取一部分，除渣、風(fēng)干、過(guò)篩、封好備用，各徑流場(chǎng)重復(fù)3次，測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、土壤機(jī)械組成等指標(biāo)。在各徑流場(chǎng)選擇3個(gè)有代表性的地點(diǎn)用環(huán)刀法測(cè)定原狀土壤容重，同時(shí)取一整塊土壤，剝?nèi)ネ翂K表面直接與土鍬接觸而已變形的部分，均勻地取內(nèi)部未變形的土樣(約2 kg)，置于封閉的不銹鋼盒內(nèi)，運(yùn)回室內(nèi)測(cè)定土壤團(tuán)聚體、抗蝕指數(shù)等指標(biāo)。

土壤顆粒分析采用比重計(jì)法測(cè)定，土壤團(tuán)聚體采用機(jī)械篩分法測(cè)定，水穩(wěn)定性大團(tuán)聚體采用濕篩法(約德文法)測(cè)定，微團(tuán)聚體采用吸管法測(cè)定，土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定，土壤容重采用環(huán)刀法測(cè)定[13]?？刮g指數(shù)測(cè)定：將采集的原狀土風(fēng)干后篩分，用直徑5 mm孔的篩子選取5～7 mm粒徑的土粒30顆，放在5 mm孔徑篩子上并浸入水中，然后置于靜水中進(jìn)行觀測(cè)，每隔1 min計(jì)錄崩塌的土粒數(shù)，連續(xù)記錄10 min，重復(fù)3次，取平均值，然后計(jì)算出抗蝕指數(shù)S。

抗蝕指數(shù)S、團(tuán)聚狀況、團(tuán)聚度、分散率、分散系數(shù)的計(jì)算式如下：S=(總土粒數(shù)-崩解土粒數(shù))/土?？倲?shù)×100% ；團(tuán)聚狀況/%=(>0.05 mm微團(tuán)聚體)-(>0.05 mm機(jī)械組成)；團(tuán)聚度/%=團(tuán)聚狀況/(>0.05 mm微團(tuán)聚體)；分散率/%=(<0.05 mm微團(tuán)聚體)/(<0.05 mm機(jī)械組成)；分散系數(shù)/%=(<0.001 mm微團(tuán)聚體)/(<0.001 mm機(jī)械組成)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

一般的數(shù)據(jù)處理采用Excel2003軟件。主成分分析采用SPSS17.0統(tǒng)計(jì)分析軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性特征分析

如表2所示：各土地利用類型土壤干篩團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，<0.25 mm干篩團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為96.6%～97.9%。各粒級(jí)干篩團(tuán)聚體分布不均勻，以7～5 mm和5～2 mm 2個(gè)大粒級(jí)為主，累積質(zhì)量分?jǐn)?shù)在79.8%～89.2%之間，其中>5 mm團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為69.3%～81%，小粒級(jí)團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)低。濕篩處理后，不穩(wěn)定團(tuán)聚體發(fā)生崩解，大粒徑團(tuán)聚體數(shù)量明顯減少而小團(tuán)聚體數(shù)量增加。>5 mm濕篩團(tuán)聚體與干篩團(tuán)聚體相比減少量從大到小依次為：坡耕地(39.29%)>復(fù)合植被(20.88%)>幼林地(18.25%)>稀疏灌叢地(13.57%)>火燒跡地(5.18%)>灌草地(4.6%)。>0.25 mm濕篩團(tuán)聚體與干篩團(tuán)聚體相比減少量從大到小依次為：坡耕地(11.66%)>幼林地(7.04%)>復(fù)合植被(4.93%)>火燒跡地(4.25%)>灌草地(2.73%)>稀疏灌叢地(1.67%)。坡耕地減少量最多，表現(xiàn)出干篩大團(tuán)聚體多而濕篩小團(tuán)聚體多的特點(diǎn)，土壤干時(shí)結(jié)塊、遇水易分散[14]。

研究[15]表明>0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)直接受有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響。一般而言，用有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)和水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)評(píng)價(jià)土壤抗蝕性時(shí)，二者之間的變化基本是一致的。除坡耕地外，研究區(qū)有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)和水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間的關(guān)系基本符合這一規(guī)律。各樣地土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高(62.7～87.9 g/kg)，水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)也較高。坡耕地土壤>0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低(稀疏灌叢地>灌草地>復(fù)合植被>火燒跡地>幼林地>坡耕地)，>5 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)也最低，僅為31.21%，不到稀疏灌叢地的一半，但其土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高。

稀疏灌叢地和灌草地土壤結(jié)構(gòu)破壞率極低，為1.69%和2.79%。復(fù)合植被和火燒跡地土壤結(jié)構(gòu)破壞率較低，為5.02%和4.35%。幼林地和坡耕地土壤結(jié)構(gòu)破壞率最高。

表2 干、濕篩團(tuán)聚體和結(jié)構(gòu)破壞率

2.2 土壤機(jī)械組成、微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)及以微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為基礎(chǔ)的抗蝕性指標(biāo)

土壤質(zhì)地對(duì)土壤抗蝕性能的影響表現(xiàn)在不同粒徑的土壤顆粒組合抵抗徑流分散和懸浮的能力不同，粒徑組成越均勻，穩(wěn)定性越差，反之則越穩(wěn)定[16]。如表3所示，各土地利用類型土壤顆粒以<0.01 mm物理性黏粒為主，質(zhì)量分?jǐn)?shù)為59.59%～68.32%，<0.01 mm物理性黏粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)由大到小為幼林地(68.32%)>稀疏灌叢地(67.16%)>坡耕地(66.91%)>復(fù)合植被(66.83%)>火燒跡地(64.76%)>灌草地(59.59%)。<0.001 mm黏粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異較大，為14.36%～25.22%，灌草地、火燒跡地、幼林地、坡耕地<0.001 mm黏粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)較小，稀疏灌叢地和復(fù)合植被樣地黏粒(<0.001 mm)質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高，超過(guò)25%，是最少的灌草地的近2倍。黏粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)高的土壤能保護(hù)有機(jī)質(zhì)免于生物降解，使有機(jī)質(zhì)分解趨于緩慢，這與稀疏灌叢地有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)高有關(guān)。

表3 機(jī)械組成、微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)

各土地利用類型土壤微團(tuán)聚體以>0.25 mm為主，質(zhì)量分?jǐn)?shù)介于59.57%～79.51%之間，>0.25 mm微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)排序?yàn)楣嗖莸?火燒跡地>幼林地>復(fù)合植被>稀疏灌叢地>坡耕地。0.25～0.05 mm微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)幼林地和坡耕地較高為7.45%和7.05%，其余樣地質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低，介于4.6%～5.8%之間。<0.001 mm微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)較少，介于3.97%～5.55%之間。

各徑流場(chǎng)以微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為基礎(chǔ)的抗蝕性指標(biāo)(土壤團(tuán)聚狀況、團(tuán)聚度、分散率和分散系數(shù))規(guī)律不明顯。

2.3 土壤抗蝕指數(shù)

抗蝕指數(shù)反映土壤抗崩塌能力，抗蝕指數(shù)越大抗崩塌能力越強(qiáng)[17]。

圖2 不同土地利用類型土壤抗蝕指數(shù)Fig.2 Indexes of soil anti-erosion of different land use types

實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示各樣地土壤抗蝕指數(shù)均較大，最小的幼林地土壤抗蝕指數(shù)都高達(dá)97.22%。灌草地和火燒跡地土壤的抗蝕指數(shù)最大，在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中土粒未崩解，說(shuō)明其土壤在水中不易分散，抗蝕能力最強(qiáng)，稀疏灌叢地和復(fù)合植被土壤的抗蝕指數(shù)較小，坡耕地土壤抗蝕指數(shù)略高于幼林地。

2.4 抗蝕性指標(biāo)主成分分析

經(jīng)過(guò)主成分分析[18]將原來(lái)的14個(gè)因子縮減到2個(gè)主成分(用F1和F2表示)。如表4所示，F(xiàn)1貢獻(xiàn)率達(dá)56.512%，F(xiàn)2貢獻(xiàn)率達(dá)31.621%，二者累計(jì)貢獻(xiàn)率達(dá)88.133%，占總變異的絕大部分，信息損失量?jī)H11.867%。可以滿足主成分分析對(duì)信息損失量的要求，所以只需取前2個(gè)主成分進(jìn)行分析。

表4 總方差分析結(jié)果

將提取的2個(gè)主成分因子荷載矩陣與其特征值按式(1)計(jì)算得到特征向量[19](表5)

(1)

式中：Aik為第k個(gè)主成分第i個(gè)指標(biāo)的特征向量；aik為k個(gè)主成分第i個(gè)指標(biāo)的因子載荷；λk為第k個(gè)主成分的特征根。

對(duì)F1貢獻(xiàn)率最大的是有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、>0.5 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)、抗蝕指數(shù)、分散系數(shù)(而分散系數(shù)規(guī)律不明顯)等，對(duì)F2貢獻(xiàn)率最大的是土壤密度、<0.001 mm顆粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)、分散率(分散率規(guī)律不明顯)。由此可知，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、>0.5 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)、抗蝕指數(shù)是評(píng)價(jià)土壤抗蝕性的3個(gè)最佳指標(biāo)。密度、<0.001 mm顆粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)次之。

將原抗蝕指標(biāo)與特征向量經(jīng)矩陣運(yùn)算后得到各主成分得分Fk(表5)，最后按式(2)和式(3)得到土壤抗蝕性綜合主成分F=1.804F1+0.755F2。

(2)

和

(3)

式中：Fk為第k個(gè)主成分的得分；F為土壤抗蝕性綜合主成分得分；wk為第k個(gè)主成分的特征值占提取主成分特征值之和的比例；m為主成分特征值的個(gè)數(shù)。

計(jì)算抗蝕性指標(biāo)主成分分析綜合指數(shù)，結(jié)果表明：不同人為作用下土壤的抗蝕性排序?yàn)椋汗嗖莸?2.00)>稀疏灌叢地(1.75)>火燒跡地(0.71)>復(fù)合植被(0.14)>幼林地(-1.62)>坡耕地(-2.99)。

表5 因子載荷矩陣和特征向量

注：X1：有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)；X2：密度；X3：<0.001 mm顆粒；X4：<0.01 mm顆粒；X5：<0.05 mm顆粒；X6：>0.25 mm干篩團(tuán)聚體；X7：>0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體；X8：>0.05 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體；X9：結(jié)構(gòu)破壞率；X10：抗蝕指數(shù)；X11：團(tuán)聚狀況；X12：團(tuán)聚度；X13：分散率；X14：分散系數(shù)。Note:X1: Organic matter content;X2: Bulk density;X3:<0.001 mm particle;X4:<0.01 mm particle;X5:<0.05 mm particle;X6:>0.25 mm dry aggregates;X7:>0.25 mm water-stable aggregate content;X8:>0.05 mm water-stable aggregate content;X9:Rate of structural damage;X10:Anti-erodibility index;X11:Aggregation condition;X12:Aggregation degree;X13:Dispersion rate;X14:Dispersion coefficient.

綜上，灌草地和稀疏灌叢地土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高，水穩(wěn)性良好，結(jié)構(gòu)破壞率極低，土壤抗蝕性強(qiáng)。灌草地灌叢和蕨類自然生長(zhǎng)而未受到人為干擾，地表枯落物沒(méi)有被收獲而自然分解，歸還到土壤中，且灌草根系豐富，增加土壤有機(jī)質(zhì)來(lái)源，改善土壤理化性質(zhì)，使土壤中大粒級(jí)水穩(wěn)性團(tuán)聚體增加。稀疏灌叢地原本植被覆蓋良好，有喬木生長(zhǎng)，林下灌木草本多，地表枯落物豐富，生物歸還量大，后因放牧樵采，破壞了植被；但牲畜糞便在一定程度上補(bǔ)充了有機(jī)質(zhì)，加上牲畜踐踏使地下死根質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高[20]，并使土壤動(dòng)物及微生物復(fù)雜多樣，加快有機(jī)物分解轉(zhuǎn)化，故其有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高，水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高，土壤抗蝕性較強(qiáng)?；馃E地則因人為剪除自然生長(zhǎng)的灌叢和蕨類使植被生長(zhǎng)受到破壞，植被覆蓋低，生物歸還量少，有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)和水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低，土壤抗蝕性較灌草地弱得多。封育幼林地毀林伐木后植被狀況較差，封育初期植被覆蓋率還很低，新的植被系統(tǒng)尚未形成，積累的有機(jī)質(zhì)有限，形成的水穩(wěn)性團(tuán)聚體少，土壤抗蝕性較弱。說(shuō)明毀林伐木后封山育林，土壤抗蝕性的提高需要一個(gè)緩慢的過(guò)程，因此保護(hù)現(xiàn)有植被具有重要意義。坡耕地施用農(nóng)家肥，人為加入了有機(jī)質(zhì)，土壤有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高而>0.25 mm和>5 mm大粒徑水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)均最低，中間粒級(jí)團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于其他土樣。這是因?yàn)槠赂胤N植作物，不斷翻動(dòng)土壤，使部分大粒級(jí)水穩(wěn)性團(tuán)聚體在形成過(guò)程中受人為干擾而停止。水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)相同時(shí)，團(tuán)粒越大，抗蝕性越強(qiáng)[21]。故坡耕地土壤水穩(wěn)性差，抗蝕性弱。

3 討論

喀斯特土壤抗蝕性對(duì)不同土地利用方式的響應(yīng):土地利用方式改變?nèi)藶榛顒?dòng)的方式和強(qiáng)度，改變地表植被和土壤理化性質(zhì)，進(jìn)而影響土壤抗蝕性指標(biāo)，土壤抗蝕性隨之改變。不同土地利用方式土壤抗蝕性差異較大。

抗沖抗蝕性結(jié)果矛盾：土壤抗蝕性與抗沖性雖是2種不同的性能，但它們既有區(qū)別又有聯(lián)系[22]。有研究發(fā)現(xiàn)土壤抗沖性變化規(guī)律與抗蝕性吻合，土壤抗蝕性強(qiáng)弱與抗沖性強(qiáng)弱趨于一致[13，23]。全坡面大徑流場(chǎng)監(jiān)測(cè)的土壤流失量[11]能夠準(zhǔn)確反應(yīng)陳旗小流域6種土地利用類型土壤的抗沖性能。而土壤抗蝕性大小順序與之不一致(稀疏灌叢地土壤抗蝕性較強(qiáng)而土壤流失量最大，坡耕地土壤抗蝕性最弱而土壤流失量并不是最大的，幼林地土壤抗蝕性較弱而流失量最小)。這一方面可能因?yàn)橄∈韫鄥驳胤拍灵圆?，人畜踐踏破壞土壤結(jié)構(gòu)，使土壤板結(jié)，密度增大，加上其土壤黏粒質(zhì)量分?jǐn)?shù)高，容易形成地表泥濘，隨水流失。坡耕地人為翻耕，破壞水穩(wěn)性團(tuán)聚體形成，降低了土壤抗蝕性；但使土壤松散，密度減小，提高了其土壤的下滲與蓄水能力，降雨較小時(shí)不易形成徑流(降雨量大時(shí)易造成水土流失)，加上采用坡改梯等保護(hù)性耕作措施，使其土壤流失量較小。另一方面，這些矛盾讓我們對(duì)抗蝕性研究結(jié)果的準(zhǔn)確性和可靠性產(chǎn)生了疑問(wèn)。

喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究方法適用性問(wèn)題：土壤抗蝕性涉及因素多而復(fù)雜, 目前對(duì)土壤抗蝕性的一些認(rèn)識(shí)還局限于現(xiàn)象，機(jī)理仍不清晰，土壤抗蝕性評(píng)價(jià)指標(biāo)復(fù)雜多樣，各因子間相互作用而且變化較大，所以表征土壤抗蝕性的指標(biāo)尚未達(dá)成一致[5]。以往研究通常選取多個(gè)指標(biāo)用主成分分析方法篩選出評(píng)價(jià)特定研究區(qū)土壤抗蝕性的最佳指標(biāo)，然后根據(jù)綜合得分評(píng)價(jià)土壤的抗蝕性?？λ固氐貐^(qū)一般沿用常態(tài)地貌土壤抗蝕性研究的方法。

土壤抗蝕性大小順序與全坡面徑流場(chǎng)土壤流失監(jiān)測(cè)量不一致。一方面在于喀斯特地區(qū)土壤空間異質(zhì)性高，抗蝕性指標(biāo)測(cè)定時(shí)，只取少量土壤樣品，研究尺度較小，無(wú)法代表徑流小區(qū)的真實(shí)情況；另一方面，查閱相關(guān)文獻(xiàn)發(fā)現(xiàn)在土壤抗蝕性研究中存在一些問(wèn)題。例如：1)不同研究篩選的最佳評(píng)價(jià)指標(biāo)不同。有研究發(fā)現(xiàn)以微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為基礎(chǔ)的指標(biāo)是評(píng)價(jià)土壤抗蝕性的最佳指標(biāo)，而有研究[24]發(fā)現(xiàn)喀斯特地區(qū)運(yùn)用土壤微團(tuán)聚體類指標(biāo)評(píng)價(jià)土壤抗蝕性還存在一些問(wèn)題。本研究中以微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為基礎(chǔ)的指標(biāo)規(guī)律不明顯，說(shuō)明以微團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)為基礎(chǔ)的抗蝕性指標(biāo)不適宜用于喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究。2)有些指標(biāo)對(duì)抗蝕性的影響具有雙重性。如坡面上，土壤細(xì)顆粒物質(zhì)在徑流侵蝕下更容易流失，而細(xì)顆粒物質(zhì)在土壤有機(jī)質(zhì)和黏結(jié)物作用下，更有利于形成團(tuán)粒結(jié)構(gòu)增強(qiáng)土壤抗蝕性，因此土壤質(zhì)地對(duì)土壤抗蝕性影響具有雙重作用[25]，實(shí)際應(yīng)用時(shí)難以判斷。3)有些指標(biāo)對(duì)抗蝕性的影響不一致甚至相反。如有研究[13]發(fā)現(xiàn)土壤抗蝕性與土壤密度呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，也有研究[26]表明當(dāng)土壤密度小于1.27 g/cm3時(shí)，土壤的抗蝕性隨著土壤密度的增大而增加。4)土壤抗蝕性研究中還出現(xiàn)很多與經(jīng)驗(yàn)相悖的結(jié)果。5)很多研究的結(jié)論之間不一致甚至相互矛盾。有研究[13]表明石灰?guī)r土壤抗蝕性>白云巖，也有研究[27]發(fā)現(xiàn)土壤可蝕性石灰?guī)r>白云巖，二者正好相反；6)喀斯特地區(qū)土層淺薄、巖石裸露率高、石礫質(zhì)量分?jǐn)?shù)高，對(duì)土壤抗蝕性影響很大，而土壤抗蝕性研究時(shí)，除密度反映石礫影響，其余大部分指標(biāo)均沒(méi)有體現(xiàn)這些因素。因此，喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究沿用黃土高原地區(qū)土壤抗蝕性研究方法值得商榷。

4 結(jié)論

衡量普定陳旗小流域不同土地利用方式土壤抗蝕性的3個(gè)最佳指標(biāo)是有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)、>0.5 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)和抗蝕性指數(shù)。土壤抗蝕性大小順序?yàn)椋汗嗖莸?2.00)>稀疏灌叢地(1.75)>火燒跡地(0.71)>復(fù)合植被(0.14)>幼林地(-1.62)>坡耕地(-2.99)。

積極的人為作用益于增強(qiáng)土壤抗蝕性，破壞地表植被和土壤結(jié)構(gòu)的人為活動(dòng)使土壤抗蝕性減弱。灌草地灌叢和蕨類自然成長(zhǎng)，植被覆蓋良好，土壤抗蝕性強(qiáng)?；馃E地和復(fù)合植被地表植被遭到破壞后，土壤抗蝕性下降。坡耕地雖人為加入有機(jī)質(zhì)，但因頻繁翻耕使土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低，土壤的抗蝕性最弱。幼林地毀林伐木后封山育林，土壤抗蝕性仍較弱。說(shuō)明毀林伐木后土壤抗蝕性提高需要一個(gè)漫長(zhǎng)的過(guò)程，保護(hù)現(xiàn)有植被具有重要意義。

土壤抗蝕性大小順序與土壤流失量監(jiān)測(cè)結(jié)果不一致，原因在于土壤抗蝕性研究時(shí)取樣少，研究尺度小，未考慮喀斯特地區(qū)的特殊性和復(fù)雜性；同時(shí)，喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究時(shí)存在大量矛盾：因此喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究直接套用黃土高原地區(qū)土壤抗蝕性研究方法有待商榷。

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(責(zé)任編輯：郭雪芳)

Responses of Karst soil anti-erodibility to different land use types

Li Hui1,2, Zhou Yunchao1,2,3, Liu Juan1, Li Ling1

(1.College of Forestry, Guizhou University, 550025，Guiyang, China; 2.Research Center of Forest Resources and Environment in Guizhou Province, 550025， Guiyang, China; 3.Puding Karst Ecosystem Research Station of Guizhou Province, 562101, Puding, Guizhou, China)

The objectives of this study were to understand the responses of soil anti-erodibility to the ways of land use in Karst region and to explore whether soil anti-erodibiliy methods used in loess plateau could be applied in Karst area. Six typical land use types in Karst region, i.e., shrub-grass land, grazing shrub land, burned land, mixed vegetation, young forest, and sloping farmland in Chenqi catchment of Puding County, Guizhou Province, were used to test soil anti-erodibility indexes such as soil organic matter, soil bulk density, soil texture, micro-aggregate, aggregation degree, dispersion rate, dispersion coefficient, construction/destruction rate, and water stable aggregate, and major influencing factors were analyzed. The three major indexes affecting soil anti-erodibility were content of soil organic matters, water stable aggregate (bigger than 0.5 mm) and anti-erodible index. Soil erodibility was in the order of shrub-grass land (2.00) > grazing shrub land (1.75) > burned land (0.71) > mixed vegetation (0.14)> young forest (-1.62) > sloping farmland (-2.99). Soil anti-erodibility changed with the ways and intensity of karst land use which affected plant cover and soil physical and chemical characteristics. Soil anti-erodibility was enhanced by positive human activities; however it was weakened if plant cover and soil structure were destroyed. Compared with the monitoring results from the entire slope of the large-scale runoff site in Chenqi catchment, the order of soil anti-erodibility differed from that of soil erosion, and a lot of contradictory results existed among the studies of Karst region. The contradictions include: 1) the chosen indexes were different among different researches; 2) some indexes repeatedly affected soil anti-erodibility; 3) some indexes affected soil anti-erodibility positively and also negatively; 4) many results in the soil anti-erodibility studies were inconsistent with our own experiences; 5) soil anti-erodibility was affected greatly by the characteristics of Karst thin soil, rocky desertification and gravels. Most of the indexes except for soil bulk density did not include the information of gravels. In this way, it is unreliable to simply copy soil anti-erodibility methods from loess plateau into the study of karst soil erodbility.

Karst; soil anti-erodibility; land use type; principal component analysis

2014-11-24

2015-08-02

項(xiàng)目名稱：國(guó)家重大科學(xué)研究計(jì)劃“基于水—巖—土—?dú)狻嗷プ饔玫目λ固氐貐^(qū)碳循環(huán)模式及調(diào)控機(jī)理”(2013CB956702)；中國(guó)科學(xué)院戰(zhàn)略性先導(dǎo)科技專項(xiàng)“典型石漠化地區(qū)植被恢復(fù)和增匯技術(shù)的試驗(yàn)示范”(XDA05070405)；貴州省百人次高層次人才創(chuàng)新項(xiàng)目(QHKRC- 2015- 4022)

李會(huì)(1988—)，女，碩士研究生，助理工程師。主要研究方向：水土保持與荒漠化防治。E-mail: libuhui777@163.com

?通信作者簡(jiǎn)介：周運(yùn)超(1964—)，男，博士生導(dǎo)師，教授。主要研究方向：森林土壤學(xué)。E-mail: fc.yczhou@gzu.edu.cn

S157.1

A

1672-3007(2015)05-0016-08