黃土高塬溝壑區(qū)植被自然恢復年限對坡面土壤抗沖性的影響

郭明明，王文龍,2，康宏亮，楊 波

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黃土高塬溝壑區(qū)植被自然恢復年限對坡面土壤抗沖性的影響

郭明明1，王文龍1,2※，康宏亮1，楊 波1

（1. 西北農(nóng)林科技大學水土保持研究所黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國家重點實驗室，楊凌 712100； 2. 中國科學院水利部水土保持研究所，楊凌 712100）

為評價黃土高塬溝壑區(qū)坡面植被自然恢復對土壤抵抗徑流侵蝕性能的影響，以農(nóng)地為對照，通過野外原位沖刷試驗研究了不同植被恢復年限（0~28 a）的坡面土壤抗沖性變化及其與土壤性質(zhì)和根系密度的關(guān)系。結(jié)果表明，1）土壤各項性質(zhì)均隨恢復年限的增加不斷改善，其中土壤容重和崩解速率隨恢復年限呈遞減的指數(shù)函數(shù)關(guān)系（<0.01），而飽和導水率、有機質(zhì)含量、水穩(wěn)性團聚體、MWD及各直徑根系密度則隨年限以線性或指數(shù)方式遞增（<0.01）。2）植被恢復3 a的坡面土壤抗沖性較農(nóng)地增加不顯著（>0.05），恢復3a后土壤抗沖性顯著增加1.98～9.82倍（<0.05），且土壤抗沖性與恢復年限呈極顯著線性關(guān)系（2=0.98，<0.01）。3）土壤抗沖性與容重和崩解速率呈顯著的負相關(guān)關(guān)系，與飽和導水率、有機質(zhì)含量、水穩(wěn)性團聚體及MWD則呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；抗沖性與根系密度的關(guān)系可采用Hill曲線模擬，<0.5 mm是提高抗沖性的最有效根系直徑。4）土壤抗沖性的提高與土壤性質(zhì)的改善和根系密度的增加密切相關(guān)，土壤容重、團聚體穩(wěn)定性（MWD）及<0.5 mm根系密度是影響土壤抗沖性的關(guān)鍵因子。

土壤；侵蝕；植被恢復；抗沖性；根系密度；黃土高原

0 引 言

黃土高原是世界水土流失最為嚴重地區(qū)之一，尤其是在黃土高塬溝壑區(qū)溝頭溯源侵蝕嚴重地區(qū)，塬水下溝可使溝谷侵蝕泥沙增加76%以上[1]。為控制該區(qū)水土流失，20世紀70年代起國家在該區(qū)實施了“三道防線”、“四個生態(tài)經(jīng)濟帶”及“退耕還林還草工程”等一系列的水土流失治理措施，且這些措施體系建設已有效地遏制了該區(qū)土壤侵蝕[2-3]，其中在坡面實施的退耕還林還草措施是人為擾動程度最低的一種方式[4-5]，對該區(qū)坡面水土流失和植被生態(tài)環(huán)境建設具有重要意義。

朱顯謨院士于20世紀60年代首先提出“土壤抗沖性”的概念，土壤抗沖性是指土壤抵抗徑流機械破壞作用的能力，取決于土粒間、團聚體間的膠結(jié)作用及土壤結(jié)構(gòu)體抵抗徑流沖刷的能力，是土壤抗侵蝕性能的重要方面[6]，并認為是揭示黃土高原土壤侵蝕規(guī)律的關(guān)鍵。90年代始，李勇等[7-8]對土壤抗沖性成因和植物根系提高土壤抗沖性的有效性方面進行了系統(tǒng)研究。自此，植被根系提高土壤抗沖性逐漸演變?yōu)橹脖槐３炙翙C理研究中的核心問題之一[9-10]。許多學者在不同土地利用和土壤類型坡面研究了植被根系提高土壤抗沖性的作用機制，并分析了抗沖性與相關(guān)土壤性質(zhì)的關(guān)系[4,7,11-13]。研究表明在黃土高原丘陵區(qū)、岷江干旱河谷區(qū)、重慶縉云山區(qū)及晉西黃土區(qū)，坡面草地和林地土壤抗沖性能均高于農(nóng)地或裸地[11,14-17]；植被恢復可降低土壤崩解速率、增加土壤有機質(zhì)、水穩(wěn)性團聚體含量及穩(wěn)定性，進而提高土壤抗沖性能[4,17-20]。但土壤容重對土壤抗沖性的影響則與容重的形成過程密切相關(guān)，人為耕作疏松土壤可降低抗沖性，但有機質(zhì)通過改善土壤結(jié)構(gòu)來疏松土壤可增強土壤抗沖性[17]。此外，許多研究均表明植被根系可顯著提高土壤抗沖性，且細根系（<1 mm）數(shù)量[21]、生物量[19]、根長密度[22-23]均可作為提高土壤抗沖性最佳植被根系因子，然而不同植被類型的根系尤其是細根系在土層中分布變化較大，因此，需同時考慮根系直徑分布和根系密度對抗沖性的影響[24]。

目前報道的黃土高原土壤抗沖性研究成果多集中于丘陵溝壑區(qū)[4,7-8,12-13]，而高塬溝壑區(qū)和丘陵溝壑區(qū)在降雨、土壤、地貌形態(tài)及侵蝕狀況等方面均存在較大差異，這種侵蝕環(huán)境的差異性也對2個區(qū)域的植被恢復狀況及植被改善土壤性質(zhì)和提高土壤抗沖性的進程有一定的影響[25-26]，因此，研究坡面植被自然恢復進程對土壤抗沖性的影響對科學評價高塬溝壑區(qū)坡面植被恢復的水土保持效益和指導植被建設與優(yōu)化意義重大。另外，土壤抗沖性的測試方法主要有室內(nèi)試驗槽沖刷法[4,12-13]和徑流小區(qū)沖刷法[11,27]，然而室內(nèi)沖刷取樣、運輸?shù)冗^程容易造成土壤樣品松動，尤其在本研究中根系密度較大情況下取樣很難有代表性也很難保證根土體的原狀性[28]，而徑流小區(qū)沖刷法保持了土壤的原狀性，可大大提高抗沖性能測試結(jié)果的準確性，有助于揭示土壤抵抗徑流沖刷的實質(zhì)[29]。

鑒于此，本研究以黃土高塬溝壑區(qū)坡面不同自然恢復時間（0～28 a）草地為研究對象，通過測定各草地土壤理化性質(zhì)和根系特征參數(shù)等指標，采用野外徑流小區(qū)沖刷法對各恢復時間的草地土壤抗沖性進行了測試，在分析土壤抗沖性隨恢復時間的變化及其與土壤性質(zhì)和根系直徑分布關(guān)系的基礎上探索影響抗沖性的關(guān)鍵因子。以期為黃土高塬溝壑區(qū)坡面植被恢復的水土保持效益評價及植被措施優(yōu)化提供科學參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于黃土高塬溝壑區(qū)南小河溝小流域（35°41′～35°44′N，107°30′～107°37′E）。南小河溝小流域是涇河支流蒲河一級支溝，流域面積36.3 km2，其中塬面面積占57%，溝坡面積占16%，溝谷面積占27%。主要土壤類型為黃綿土和黑壚土，該區(qū)氣候?qū)贉貛Т箨懶约撅L氣候，年均氣溫8.3 ℃，無霜期155 d，多年平均降雨量為556.5 mm，年際變化大且年內(nèi)分布極不平衡，58.8%降雨集中在7－9月，且多為暴雨，塬面匯集的大量徑流集中對溝頭進行沖刷，溝頭不斷溯源，塬面不斷被蠶食。為了固溝保塬和充分利用水土資源，黃河水利委員會西峰水土保持科學試驗站自20世紀70年代提出了“三道防線”水土流失治理模式有效地遏制了溝頭、坡面及溝道水土流失。目前，該地區(qū)主要植被類型為人工林、自然恢復草本植物群落及零散分布的灌木林地。

1.2 樣地選擇與試驗小區(qū)布設

該研究旨在探索植被自然恢復年限對土壤抗沖性的影響，因此，樣地選擇時以植被自然恢復的坡面為主要調(diào)查對象?；趯υ摿饔蛑脖蛔匀换謴蜖顩r的詳細調(diào)查結(jié)果，按照植被演替的規(guī)律選擇5個草地群落類型，分別為3 a生豬毛蒿群落（），8 a和14 a生鐵桿蒿群落（），20 a生鐵桿蒿和白羊草群落（）及28 a生白羊草群落（），其中植被恢復年限根據(jù)植被演替規(guī)律并咨詢試驗站專家確定。此外，由于各個樣地所處環(huán)境不盡相同，因此，在進行退耕地選擇時，利用生態(tài)學中普遍采用的“時空互代”的方法選擇坡度、坡向及海拔等接近，植被長勢穩(wěn)定的植被群落作為研究樣地（表1），此法雖然無法保證所有條件完全一致，但在保證不擾動原有地貌條件下盡可能縮小海拔和坡度等因素的差異以達到研究目的，從而認為海拔、坡度等地形因素對結(jié)果的影響可忽略[4]。另外，為明確植被自然恢復后土壤抗沖性變化，選取流域內(nèi)農(nóng)地為試驗對照，調(diào)查表明，該流域植被恢復程度較高幾乎很難在坡面找到未退耕的農(nóng)地，因此，為了便于對比，對照選擇為靠近溝頭種植玉米的塬面農(nóng)地。各試驗樣地土壤顆粒組成、植被特征及地形信息等如表1所示。

表1 各試驗點基本信息

注：“—”表示采樣過程中農(nóng)地的覆蓋度和地上干生物量未測量。

Note: “—” indicates vegetation coverage and above-ground dry biomass of slope farmland were not measured during sampling process.

本研究采用野外原位徑流小區(qū)沖刷法研究不同植被恢復年限坡面土壤抗沖性。試驗小區(qū)規(guī)格依據(jù)付耀龍等[11]及張建軍等[27]野外抗沖性研究及本研究實際情況，尺寸確定為2 m×0.25 m。選各恢復年限的樣地后，在每個樣地隨機劃分3個子樣地區(qū)域（10 m×10 m），在各子樣地內(nèi)使用2塊長2 m、寬0.45 m鐵板沿地面插入地下0.25 m，2塊鐵板之間間距0.25 m，圍成1個0.5 m2的沖刷區(qū)域，其中上坡段0.5 m長度作為水流過渡段以保證水流均勻地進入土壤坡面，下坡段1.5 m長為抗沖性試驗段，小區(qū)尺寸及布設如圖1所示。各恢復年限樣地土壤抗沖性試驗均設置3個重復小區(qū)。為防止邊界滲水，在鐵板插入地下過程中避免邊界有植物根系阻擋并采用木槌夯實，夯實過程中盡可能避免過多土壤被擾動而影響試驗結(jié)果。小區(qū)正上方設置穩(wěn)流槽，水流在穩(wěn)流槽中消能后進入小區(qū)，底部出水口安裝集流槽以收集徑流泥沙樣。采用400 L儲水桶在小區(qū)上方供水，通過潛水泵連接水管抽取儲水桶中水至穩(wěn)流槽，水管出口安裝流量計以確定流量大小。

圖1 試驗小區(qū)布設圖

1.3 土壤抗沖性試驗

試驗沖刷流量根據(jù)該區(qū)標準徑流小區(qū)（20 m×5 m）在典型暴雨強度條件下產(chǎn)生的最大單寬徑流量來確定該研究試驗小區(qū)寬度條件下的沖刷流量，即10 L/min[4,20]。試驗小區(qū)布設完成后，采用數(shù)碼相機對試驗小區(qū)進行垂直拍照，照片用于計算植被覆蓋度，拍照完成后使用刀片將小區(qū)內(nèi)植被地上部分收割保存，此后待試驗裝置布設完成后使用灑水壺噴灑小區(qū)內(nèi)土壤直至產(chǎn)流為止，以保證表層土壤達到飽和。試驗前率定流量多次直至與設計流量相對誤差在3%以內(nèi)，率定完成后將供水管放置穩(wěn)流槽中開始試驗，待坡面徑流由集流槽流出后開始計時，每1 min取渾水樣1次，并記錄取樣時間，沖刷時間為15 min[4]。試驗結(jié)束后將取樣桶內(nèi)澄清的上清液倒掉后轉(zhuǎn)移至鋁盒中，置于105 ℃烘箱中烘干至恒定質(zhì)量后稱其質(zhì)重。土壤的抗沖性采用抗沖系數(shù)ANS表示，即沖刷掉1 g土壤所需的水量和時間，L·min/g，采用式（1）計算[11]。

式中為各次沖刷所需水量，L；為沖刷時間，min；M為各次沖刷產(chǎn)生的泥沙干質(zhì)重，g。

1.4 土壤與植被特征指標測定

本研究中測試的土壤性質(zhì)有顆粒組成、土壤容重、有機質(zhì)含量、飽和導水率、水穩(wěn)性團聚體含量及土壤崩解速率。對于每個恢復年限的樣地，按照“S”形取樣規(guī)則，使用100 cm3環(huán)刀在每個子樣地中采集10個樣品用于測試土壤容重和飽和導水率，使用5 cm×5 cm×5 cm（長×寬×高）鋼制取樣器采集5個土塊樣品用于測試土壤崩解速率；采用同樣的方法在各子樣地采集一定量的散土并均勻混合，后在室內(nèi)風干測試土壤團聚體、顆粒組成及有機質(zhì)含量。采用烘干法測定土壤容重，土壤水穩(wěn)性團聚體采用濕篩法測定，土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀外加熱法測定，土壤飽和導水率采用常水頭試驗確定，土壤崩解速率采用本課題組研制的土壤崩解儀（ZL201720187650.0）測試。每個恢復年限樣地土壤容重、水穩(wěn)性團聚體、有機質(zhì)含量、飽和導水率及崩解速率測試均重復3次。

將垂直拍攝的各個試驗樣地照片導入Image軟件中確定植被覆蓋度（%）；將收割保存的植被地上部分于烘箱中65 ℃溫度條件下烘干并稱其質(zhì)重，計算試驗小區(qū)面積內(nèi)地上部分干物質(zhì)生物量。每次沖刷試驗完成后，使用10 cm×10 cm×10 cm（長×寬×高）特制鋼制取樣器在各個沖刷小區(qū)內(nèi)等間距（50 cm）采取3個土樣，混合后立即放置帶有篩網(wǎng)（孔徑0.20 mm）的過濾桶中浸泡24 h，后在篩網(wǎng)上多次沖洗，全部洗出后在陰涼處風干，使用鑷子和游標卡尺將根系進行直徑分級（＜0.5、0.5～1.0、1.0～2.0、＞2.0 mm），后放置80 ℃烘箱中烘干至恒定質(zhì)量，稱量并計算各根系直徑級別的根系生物量。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

1）水穩(wěn)性團聚體平均重量直徑（MWD），用于評價水穩(wěn)性團聚體的穩(wěn)定性的指標[15]，采用式（2）計算

2）本研究土壤抗沖性與不同直徑根系密度的關(guān)系采用Hill曲線模擬，二者關(guān)系如式（3）所示

其中，i為不同直徑根系密度，kg/m3；，，為常數(shù)。值為某一直徑根系密度達到最大值時的土壤抗沖性，當i=^(1/)時，土壤抗沖性可達到/2，根據(jù)李勇等[7-8]對土壤抗沖性與根系關(guān)系的研究，^(1/)可作為評價某一直徑根系提高土壤抗沖性的指標，且其值越小，該直徑根系提高抗沖性則越有效。

3）采用SPSS 16.0進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，不同恢復年限草地土壤性質(zhì)、根系密度及土壤抗沖性的差異性檢驗采用LSD法確定（<0.05，雙尾）；抗沖性與土壤性質(zhì)間的關(guān)系采用曲線回歸模塊分析（Curve Estimation）；采用Origin 8.5繪制圖形。

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤性質(zhì)和根系密度隨恢復年限的變化

圖2為各項土壤性質(zhì)隨恢復年限的變化。圖2a表明，恢復初期（0～3 a）土壤免受人為耕作擾動而逐漸沉降導致土壤容重逐漸增大，此后隨著植被不斷演替，土壤結(jié)構(gòu)不斷改善，土壤容重逐漸降低，這與Jiao等[30]和Zhao等[31]研究結(jié)果基本一致。各恢復年限土壤容重與農(nóng)地之間差異均不顯著（>0.05），但土壤容重與恢復年限之間呈極顯著減小的指數(shù)函數(shù)關(guān)系（<0.01）。圖2b表明，植被恢復可顯著降低土壤崩解速率（<0.05），與對照相比，各恢復年限土壤崩解速率降低28.85%～88.22%；崩解速率隨恢復年限增加以指數(shù)函數(shù)方式下降（<0.01），這主要是由于隨著恢復年限的增加，根系不斷在土壤中盤根錯節(jié)，根系的物理捆綁和串聯(lián)作用對土壤抵抗靜水崩解的能力有著巨大提高[4]?；謴统跗谕寥里柡蛯逝c農(nóng)地差異不顯著（>0.05），但恢復8 a后，其值顯著增加（圖2c），各恢復年限草地土壤飽和導水率較對照增加0.85～4.25倍，這主要是由于根系的串聯(lián)捆綁使土壤孔隙度增大，從而提高了土壤入滲性能[7]。

土壤水穩(wěn)性團聚體含量及MWD是表征土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的重要指標，二者亦在恢復初期（0~8 a）緩慢增加，后顯著增大（圖2e，2f），二者分別較農(nóng)地增加13.36%～91.82%和10.18%～145.16%，且二者與恢復年限均呈極顯著線性關(guān)系（<0.01）。圖2d表明，農(nóng)地一旦棄耕，其土壤有機質(zhì)有著顯著的提升，在恢復后的3～14 a內(nèi)有機質(zhì)含量增加1.12～2.10倍，但各恢復年限之間差異不顯著，隨著植被不斷演替，白羊草群落的出現(xiàn)（20 a）使土壤有機質(zhì)含量顯著增加3.74～5.61倍；整體上，有機質(zhì)含量隨恢復年限的增加呈顯著遞增的線性關(guān)系（<0.01）。這主要是由于植被枯落物和根系不斷在土壤中積累所致，另外，根系分泌物也會促進有機質(zhì)轉(zhuǎn)化過程，并為土壤微生物提供碳源和氮源[32]，這一過程也更加促進水穩(wěn)性團聚體的形成[33]，因此，植被恢復明顯提高了土壤水穩(wěn)性團聚體的含量及其穩(wěn)定性。

表2為不同恢復年限的草地土壤中不同直徑根系密度統(tǒng)計。對于<0.5 mm和1.0～2.0 mm根系，NR3、NR8、NR14樣地中根系密度差異均不顯著（>0.05），而恢復14 a后（NR20、NR28）根系密度則顯著增加（<0.05）。對于0.5～1.0 mm根系，NR8樣地根系密度較NR3顯著增加66.67%，但NR8和NR14樣地根系密度差異則不顯著，隨著恢復年限增加，NR20和NR28樣地根系密度較NR3顯著增加1.39倍和2.67倍。>2.0 mm根系密度隨恢復年限的增加呈逐漸增加的趨勢?；貧w分析結(jié)果表明，各直徑根系密度均與恢復年限之間呈顯著的指數(shù)函數(shù)關(guān)系（<0.05）。

注：不同小寫字母表示不同植被恢復年限之間差異顯著（P＜0.05）。

表2 不同恢復年限土壤中不同直徑根系密度變化

注：同列不同小寫字母表示不同植被恢復年限之間根系密度差異顯著（<0.05）。

Note: Different lowercase letters in the same column indicate significant difference in root mass density at the level 0.05 among different vegetation restoration ages.

2.2 不同恢復年限土壤抗沖性變化

圖3為土壤抗沖性隨植被恢復年限的變化。由圖可知，農(nóng)地（SF）土壤抗沖性為0.279 L·min/g，恢復3 a坡面土壤抗沖性較農(nóng)地提高0.71倍，但與之差異不顯著（>0.05），這主要是由于撂荒時間較短，土壤抗沖性的提升尚處于緩慢增加階段[20]。隨著恢復時間的不斷增加，土壤抗沖性顯著增加（<0.05），與農(nóng)地相比，8、14、20、28 a植被恢復坡面土壤抵抗徑流沖刷能力分別顯著增加1.98倍、4.14倍、7.11倍和9.82倍，且土壤抗沖性與恢復年限呈極顯著遞增的線性關(guān)系（2=0.98，<0.01）。這主要是由于植物根系的2種作用所致：1）根系物理固結(jié)作用（網(wǎng)絡串聯(lián)和根土粘結(jié)作用）。農(nóng)地撂荒后，植物根系在土壤中穿插、纏繞形成根系網(wǎng)，通過網(wǎng)絡串聯(lián)作用固結(jié)土體提高抗沖性，根系分泌物也可通過對根際土粒形成粘結(jié)力來提高土壤抵抗徑流沖刷能力[5]；一方面，本研究中植被根系密度隨著恢復年限增長而逐漸增大（表2），這也說明根土接觸面積也隨恢復年限增大而增大，也即根系的網(wǎng)絡串聯(lián)和根土粘結(jié)作用也逐漸加強[34]，因此，土壤抗沖性隨恢復年限的增加而線性增加；另一方面，本研究植被優(yōu)勢群落由直根系蒿類（豬毛蒿、鐵桿蒿）逐漸向須根系植物（白羊草）演替，而須根系植物對土壤的網(wǎng)絡串聯(lián)和粘結(jié)作用高于直根系植物[35-36]，因此，隨著恢復年限的增加，根系的網(wǎng)絡串聯(lián)和粘結(jié)作用亦逐漸增加從而使抗沖性能增加。2）根系分泌物的生物化學作用。土壤中根系產(chǎn)生的分泌物、多糖等大分子膠結(jié)物質(zhì)能夠增加土壤微生物活性和有機質(zhì)含量，這就為促進土壤水穩(wěn)性團聚體的形成、孔隙度的增加及土壤滲透性能和抗崩解能力的提升創(chuàng)造了有利條件[13]，本研究中土壤各項理化性質(zhì)均隨恢復年限的增加而逐漸改善（圖2），這也使土體穩(wěn)定性逐步得到提升，從而逐漸提高了土壤抗沖能力。此外，本研究選擇的對照農(nóng)地坡度較其余恢復草地小，研究表明坡度越小抗沖性大[16]，但相比之下恢復草地土壤抗沖性仍顯著高于較低坡度的農(nóng)地，這更加表明植被恢復后土壤抗沖性更大，效果更好。

圖3 土壤抗沖性隨植被恢復年限的變化

2.3 土壤抗沖性的影響因素

2.3.1 土壤性質(zhì)

表3和圖4分別為土壤抗沖性與各土壤性質(zhì)偏相關(guān)性結(jié)果統(tǒng)計和擬合關(guān)系。表3表明，土壤抗沖性與容重、土壤崩解速率均呈顯著負相關(guān)關(guān)系（<0.05），與飽和導水率、有機質(zhì)含量、水穩(wěn)性團聚體含量及MWD均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（<0.01），其中與MWD和有機質(zhì)含量相關(guān)性高于其他指標。圖4a表明隨著土壤容重的增大，土壤抗沖性呈顯著線性函數(shù)遞減變化（<0.05），由此可見，植被恢復通過減小容重增大土壤孔隙度使土壤蓄水能力增強，緩解徑流對土壤的分離作用，進而使土壤抗沖性能增強。由圖4b可知，當崩解速率隨恢復年限減小至1.5 g/min后，土壤抗沖性能明顯得到提升，且二者呈極顯著遞減的指數(shù)函數(shù)關(guān)系（<0.01），隨著植被恢復時間的增加土壤崩解速率逐漸降低（圖2），也即土壤顆粒越不容易被分散破壞，這也間接說明土壤顆粒抵抗徑流沖刷的能力得到提高。土壤入滲性能也是影響土壤抗沖性的主導因素[19]，圖4c表明，隨著飽和導水率的增大，土壤抗沖性呈極顯著的線性函數(shù)遞增變化（<0.01），與抗沖性和容重的變化關(guān)系一致，這與土壤孔隙度的增大密切相關(guān)，植被恢復改善土壤孔隙度狀況的同時提高了土壤入滲性能?；貧w分析表明，土壤抗沖性隨有機質(zhì)含量的增大以指數(shù)函數(shù)關(guān)系遞增變化（圖4d，<0.01），這是由于有機質(zhì)以膠膜的形式包被土壤顆粒，增加了土壤的粘結(jié)性，因此增加了土壤顆粒抵抗徑流沖刷的能力[17,20]；同時，有機質(zhì)也促進了土壤團粒結(jié)構(gòu)的形成，隨著恢復時間的增加，有機質(zhì)不斷累積，團聚體穩(wěn)定性也在不斷增強（圖2），因此，土壤水穩(wěn)性團聚體的含量（>0.25 mm）及MWD的增加也對提高土壤抗沖性能有積極意義，分析表明土壤抗沖性與二者分別呈極顯著線性和對數(shù)函數(shù)關(guān)系（圖4e，4f，<0.01）。

表3 土壤抗沖性與土壤性質(zhì)的偏相關(guān)關(guān)系

注：*表示顯著<0.05水平，**表示顯著<0.01水平，=18。

Note: *. Correlation is significant at 0.05 level; **. Correlation is significant at 0.01 level.=18.

2.3.2 根系密度

表4表明，土壤抗沖性與各直徑根系密度（<0.5，0.5～1.0，1.0～2.0，>2.0 mm）之間均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（<0.01），其中與<0.5 mm根系密度相關(guān)性最高，這表明<0.5 mm根系密度的增加對提高土壤抗沖性的作用高于其他直徑根系。圖5為采用Hill曲線（式（3））擬合的土壤抗沖性與不同直徑根系密度的關(guān)系，結(jié)果表明Hill曲線可很好的模擬二者關(guān)系（2=0.913～0.978，<0.01）。另外，本研究采用^(1/)值比較不同直徑根系提高土壤抗沖性的優(yōu)劣[7]，如圖5所示，對于<0.5 mm根系密度，^(1/)值最?。?.091），因此，<0.5 mm可作為提高土壤抗沖性的最佳根系直徑范圍，與相關(guān)分析結(jié)果一致（表4），但與李勇等[7]和胡建忠等[21]存在一定的差異性，其認為單位體積土體中<1 mm根系的數(shù)量是影響土壤抗沖性的主要因素。此外，式（3）中的參數(shù)可作為評價某一直徑根系提高抗沖性的最大值，因此，3.079 L·min/g可作為<0.5 mm直徑根系提高土壤抗沖性的上限值。由圖5可知，當<0.5、0.5～1.0、1.0～2.0、>2.0 mm根系密度分別處于0.03～0.10、0.2～0.4、0.12～0.40、0.70～1.50 kg/m3范圍時，土壤抗沖性急劇增大，這表明盡管在植被恢復初期土壤中植物根系密度較小，但土壤抗沖性也會顯著得到提升；隨著根系密度持續(xù)增大，土壤抗沖性緩慢增加并逐漸趨于穩(wěn)定，這也表明植被根系提高土抗沖性存在一定的根系密度上限，鑒于黃土高原土壤中有限的水資源，因此，進行植被恢復時需考慮不同植被的耗水特點并結(jié)合土壤水分狀況確定合理的植被恢復上限，以此達到既可以合理利用該區(qū)水資源又能提高土壤抗沖性的目的[7]。

圖4 土壤抗沖性與土壤性質(zhì)間的關(guān)系

表4 土壤抗沖性與不同直徑根系密度的相關(guān)系數(shù)

注：**表示顯著<0.01水平，=15。

Note: **. Correlation is significant at 0.01 level;=15.

圖5 土壤抗沖性與不同直徑根系密度的關(guān)系

2.3.3 土壤性質(zhì)和根系密度對抗沖性的綜合影響

以上分析結(jié)果表明，土壤性質(zhì)和植被根系密度均對土壤抗沖性有顯著的影響。為明確二者對抗沖性的影響，對土壤抗沖性與土壤各項性質(zhì)和根系密度進行非線性回歸分析，結(jié)果如式（4）所示。式（4）表明，土壤容重、水穩(wěn)性團聚體穩(wěn)定性（MWD）及<0.5 mm根系密度是影響土壤抗沖性的關(guān)鍵因子。結(jié)果與云南元謀干熱河谷[37]、黃土丘陵區(qū)[4]及西南紫色丘陵區(qū)[19]均有所不同，但這些結(jié)果中均包含了水穩(wěn)性團聚體和根系密度指標，這更進一步表明水穩(wěn)性團聚體穩(wěn)定性和根系密度對提高土壤抗沖性至關(guān)重要。

3 結(jié) 論

通過野外原位沖刷試驗研究了黃土高塬溝壑區(qū)不同植被恢復年限（0～28 a）的坡面土壤抗沖性變化及其與土壤性質(zhì)和根系密度的關(guān)系。主要結(jié)論如下：

1）植被恢復可顯著改善土壤性質(zhì)，土壤容重在恢復3 a后逐漸降低，崩解速率較農(nóng)地降低28.85%～88.22%，二者均與恢復年限呈顯著遞減的指數(shù)函數(shù)關(guān)系（<0.01）；飽和導水率、有機質(zhì)含量、水穩(wěn)性團聚體及MWD則分別較農(nóng)地增加0.85～4.25倍、1.12～5.61倍、13.36%～91.82%和10.18%～145.16%；四者均隨恢復年限以線性方式遞增（<0.01）；各直徑（<0.5、0.5～1.0、1.0～2.0、>2.0 mm）根系密度與恢復年限呈顯著遞增的指數(shù)函數(shù)關(guān)系。

2）植被恢復通過提高根系物理固結(jié)作用和根系分泌物的生物化學作用創(chuàng)造更為穩(wěn)定的土體結(jié)構(gòu)，從而提高土壤抗沖能力，自然恢復3 a坡面土壤抗沖性較對照增加不顯著（>0.05），恢復8 a后土壤抗沖性顯著增加1.98～9.82倍（<0.05），且土壤抗沖性與恢復年限呈極顯著線性關(guān)系（2=0.98，<0.01）。

3）土壤抗沖性與容重和崩解速率呈顯著的負相關(guān)關(guān)系，與飽和導水率、有機質(zhì)含量、水穩(wěn)性團聚體及MWD則呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；Hill曲線可很好的模擬土壤抗沖性與不同直徑根系密度的關(guān)系（2=0.913～0.978，<0.01），其中<0.5 mm是提高抗沖性的最有效根系直徑。

4）土壤抗沖性的提高與土壤性質(zhì)的改善和根系密度的增加密切相關(guān)，土壤容重、團聚體穩(wěn)定性（MWD）及<0.5 mm根系密度是影響土壤抗沖性的關(guān)鍵因子。

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Effect of natural vegetation restoration age on slope soil anti-scourability in gully region of Loess Plateau

Guo Mingming1, Wang Wenlong1,2※, Kang Hongliang1, Yang Bo1

(1.,,,712100,; 2.,,712100,)

Some water and soil conservation projects were continuously conducted on the Loess Plateau since 1970s. Especially, in the gully region, some targeted measures were implemented in different geomorphic positions (gully heads, hill slopes and gully channel) to control soil and water loss. To investigate the effect of vegetation restoration age on soil anti-scourability, an in-situ runoff scouring experiment was carried out in grasslands of five natural vegetation restoration ages with the slope farmland as CK. This study explored the variations in soil anti-scourability (ANS) with vegetation restoration years and its relationships with soil properties and root characteristics. In this study, soil properties of soil bulk density (SBD), saturated hydraulic conductivity (SHC), soil organic matter content (OMC), soil disintegration rate (SDR), soil particle size distribution and water-stable aggregate (WSA) and root mass densities (RD) of different root diameters (<0.5, 0.5-1.0, 1.0-2.0, >2.0 mm) were sampled and measured in each site. Each soil property and root index was repeated three times for each sampling site. The scouring experimental plot size was set as 2.0 m×0.25 m to test soil anti-scourability, which included flow transition section (0.5 m length) and soil test section (1.5 m length). The flow discharge was determined as 10 L/min. The results indicated that 1) Vegetation restoration could significantly improve soil properties. The SBD generally decreased after 3 years restoration, and the SDR decreased 28.85%~88.22% compared with the CK (slope farmland). The SBD and SDR exponentially decreased with the increase of restoration time (<0.01). The SHC, OMC, WSA and MWD were 0.85-4.25 times, 1.12-5.61 times, 13.36%-91.82% and 10.18%-145.16% greater than those of the CK, respectively, and the four indicators linearly increased with the restoration time increasing (<0.01). Moreover, the RD of different root diameters (<0.5, 0.5-1.0, 1.0-2.0, >2.0 mm) also exponentially increased with the increase of restoration time (<0.01). 2) Vegetation restoration could create more stable soil structure by improving the effect of root physical consolidation and the biochemical effect of root exudate matters, and thus improves the soil resistance to flow scouring. Soil anti-scourability after 3 years restoration was greater than that of the CK, but had no significant difference with the CK. While the ANS significantly increased by 1.98-9.82 times when the restoration time was higher than 3 years. Regression analysis showed that the ANS increased linearly with the increase of restoration time (2=0.98,<0.01). 3) Partial correlation analysis showed that the ANS had a negative related with SBD and SDR (<0.05), but positive related with SHC, OMC, WSA and MWD (<0.01). The degree of correlation between ANS and OMC andMWD was higher than other soil property parameters. The Hill curve function could simulate well the relationships between ANS and RD of different root diameters (2=0.913-0.978,<0.01). The root diameter level of <0.5 mm was the optimal root diameter in improving ANS. 4) The enhancement of soil anti-scourability was closely related with the improvement of soil properties and the increase of root mass density. The SBD, MWD and RD of <0.5 mm were the key factors influencing ANS. The results could improve scientific reference for the assessment of soil and water conservation benefits and the optimization of vegetation measures.

soils; erosion; vegetation restoration; anti-scourability; root mass density; Loess Plateau

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2018-05-21

2018-09-21

國家自然科學基金（41571275，41302199）；國家自然科學基金重大項目（41790444/D0214）；中國科學院西部行動計劃（KZCX-XB3-13）；中國科學院知識創(chuàng)新工程重大項目（KZZD-EW-04-03）

郭明明，博士生，主要從事植被恢復與土壤侵蝕研究。 Email：st_gmm@163.com

王文龍，博士生導師，研究員，主要研究方向為土壤侵蝕與水土保持。Email：wlwang@nwsuaf.edu.cn

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.22.017

S157.1

A

1002-6819(2018)-22-0138-09