退耕還林恢復(fù)年限對巖溶槽谷區(qū)石漠化土壤物理性質(zhì)的影響

李建明，王志剛，王愛娟，王家樂，王 可，劉晨曦，崔 豪，張平倉

退耕還林恢復(fù)年限對巖溶槽谷區(qū)石漠化土壤物理性質(zhì)的影響

李建明1,2,4,5，王志剛1,2※，王愛娟3，王家樂1,2，王 可1,2，劉晨曦1,2，崔 豪1,2，張平倉1,2

（1. 長江水利委員會(huì)長江科學(xué)院，武漢 430010；2. 水利部山洪地質(zhì)災(zāi)害防治工程技術(shù)研究中心，武漢 430010；3. 水利部水土保持監(jiān)測中心，北京 100055；4. 中國科學(xué)院教育部水土保持與生態(tài)環(huán)境研究中心，楊凌 712100；5. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

歷史上嚴(yán)重的植被破壞導(dǎo)致西南巖溶槽谷區(qū)水土流失/漏失和石漠化加重，制約喀斯特地區(qū)經(jīng)濟(jì)和社會(huì)發(fā)展，而退耕還林等生態(tài)修復(fù)工程對于喀斯特地區(qū)植被恢復(fù)、生態(tài)環(huán)境改善具有重要意義。該研究在遙感解譯結(jié)合野外調(diào)查及采樣分析基礎(chǔ)上，重點(diǎn)分析了巖溶槽谷退耕后7個(gè)恢復(fù)年限（0～5、5～10、10～15、15～20、20～25、25～30、45～50 a）土壤主要物理性質(zhì)的演替規(guī)律，結(jié)果表明：1）退耕開始至15～20 a土壤尤其是表層土壤物理性質(zhì)呈現(xiàn)惡化的趨勢，土壤表層平均含水率和總孔隙度分別減少12.28%～14.75%和8.79%～11.14%，而表層平均容重和緊實(shí)度則分別增大10.06%～13.82%和54.09%～58.43%，土壤-植被系統(tǒng)出現(xiàn)旱生化發(fā)展趨勢；2）退耕20～50 a表層土壤平均含水率和總孔隙度分別達(dá)到40.65%和60.38%，較退耕0~5a分別增加24.11%和9.06%，尤其是恢復(fù)45～50 a表層土壤平均容重和緊實(shí)度分別為0.93 g/cm3、7.57 kg/cm2，土壤基本性質(zhì)的變化表明了生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量的顯著提升；3）由于喀斯特地區(qū)土層薄且缺少過渡層，提出了喀斯特地區(qū)土壤“鐵板燒效應(yīng)”，與植被在退耕15～20 a由灌草結(jié)構(gòu)向喬灌草立體格局轉(zhuǎn)變的時(shí)間轉(zhuǎn)折點(diǎn)相符。該研究進(jìn)一步闡明了喀斯特地區(qū)生態(tài)恢復(fù)對土壤系統(tǒng)演變的影響，并提出喀斯特地區(qū)尤其要注重對喬木樹種的種植和撫育工作，對于指導(dǎo)喀斯特地區(qū)生態(tài)修復(fù)具有重要的理論意義和實(shí)踐價(jià)值。

土壤；植被；恢復(fù)；退耕還林；巖溶槽谷

0 引 言

石漠化是中國西南喀斯特地區(qū)典型的土地退化類型，不僅導(dǎo)致土地生產(chǎn)力下降、破壞生態(tài)環(huán)境，更使得區(qū)域經(jīng)濟(jì)受阻[1]。由于喀斯特地區(qū)特殊的地質(zhì)地貌，受災(zāi)承受能力低，是典型的生態(tài)脆弱區(qū)，目前，針對該區(qū)域土壤質(zhì)量評價(jià)和生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)已成為研究的熱點(diǎn)與難點(diǎn)[2]。而人類耕作尤其是陡坡開墾是導(dǎo)致喀斯特地區(qū)土壤流失/漏失及土地質(zhì)量下降的主要原因，不僅使得土層變薄，地表出現(xiàn)類似荒漠化的退化，更重要方面是加劇人地尖銳矛盾[3]。且喀斯特地區(qū)由于存在地表和地下雙層結(jié)構(gòu)，地下漏失及順逆層坡不同的侵蝕特征造成喀斯特地區(qū)水土流失治理及生態(tài)環(huán)境恢復(fù)更加復(fù)雜[4-6]。為恢復(fù)生態(tài)環(huán)境，中國開始實(shí)行退耕還林工程，不僅有效遏制喀斯特地區(qū)石漠化的快速發(fā)展也為當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)建設(shè)提供有力支撐[7-8]。截止目前，對于喀斯特地區(qū)退耕還林（草）措施對土壤質(zhì)量，尤其是退耕后恢復(fù)年限對土壤物理性質(zhì)變化影響的報(bào)道仍較少[9]。當(dāng)前，采用“空間代替時(shí)間”的方法研究喀斯特地區(qū)土壤特性及其群落的發(fā)展已取得一定成果[10-11]。而耕作、植被類型對喀斯特地區(qū)土壤養(yǎng)分特征及土壤質(zhì)量的相關(guān)研究也受到了較為廣泛的關(guān)注[12-15]。在喀斯特區(qū)利用遙感影像解譯統(tǒng)計(jì)分析石漠化已有相關(guān)研究，多是從流域甚至是區(qū)域尺度上解決喀斯特地區(qū)石漠化治理問題的有效手段，陳飛等用改進(jìn)后更為精確的遙感影像石漠化解譯方法及CA-Markov預(yù)測方法，研究喀斯特近30 a的石漠化時(shí)空演變呈現(xiàn)出先惡化再好轉(zhuǎn)的趨勢，并對其原因進(jìn)行了分析，同時(shí)預(yù)測2016-2021年石漠化呈現(xiàn)好轉(zhuǎn)趨勢[16]，針對喀斯特地區(qū)石漠化及巖溶環(huán)境特征也有相關(guān)研究[17-18]，但目前仍缺少較為翔實(shí)及系統(tǒng)的研究成果。

本項(xiàng)目研究區(qū)域重慶市酉陽土家族苗族自治縣是國家級貧困縣，極端氣候及人地尖銳矛盾導(dǎo)致區(qū)域經(jīng)濟(jì)落后，生態(tài)環(huán)境惡化，開展退耕還林等生態(tài)工程對區(qū)域土壤性質(zhì)改良效果的深入研究，具有重要的社會(huì)、生態(tài)和經(jīng)濟(jì)效益[19]。因此，本研究采用室內(nèi)遙感影像解譯結(jié)合野外實(shí)地調(diào)查及采樣分析基礎(chǔ)上，研究喀斯特地區(qū)不同恢復(fù)年代土壤物理性質(zhì)特征及其影響因素，為喀斯特地區(qū)進(jìn)行土壤系統(tǒng)的恢復(fù)工作以及有效治理石漠化及水土流失問題提供科學(xué)指導(dǎo)。

1 研究區(qū)概況

本項(xiàng)目研究區(qū)域位于重慶市酉陽土家族苗族自治縣（簡稱酉陽縣，研究區(qū)域范圍108°56′53.20″～108°57′57.53″E，29°03′19.50″～29°06′43.38″N），地處武陵山區(qū)腹地，地貌區(qū)劃上屬鄂西黔北中山與低山區(qū)，平均海拔700 m，地形起伏較大，地貌分為中山區(qū)、低山區(qū)、槽谷和平壩區(qū)。大地構(gòu)造上地處渝鄂湘黔隆起褶皺帶，主體構(gòu)造是北、北東向大致平行的褶皺及與其伴生的縱、橫斷裂。區(qū)內(nèi)巖溶地貌發(fā)育典型，地形多樣，包括高山、平壩和深丘。酉陽縣屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，年降雨量在1 100 mm左右，年平均日照時(shí)數(shù)約為1 131 h，年平均氣溫由沿河地區(qū)的17 ℃遞減到中山區(qū)的11.8 ℃。區(qū)內(nèi)土壤以碳酸鹽巖類巖石風(fēng)化形成的如石灰?guī)r土為主，土層厚度淺薄，土壤不連續(xù)，自然肥力低。主要植被類型為亞熱帶常綠針葉林、亞熱帶常綠落葉闊葉混交林。受土地利用類型的影響，植被覆蓋較高的區(qū)域分布在槽谷兩側(cè)的槽壁上，基巖裸露率較高的區(qū)域分布在山嶺的頂部，地表水土流失較強(qiáng)的區(qū)域分布在槽谷兩側(cè)的槽壁上。

本次野外調(diào)查及采樣點(diǎn)分布在龍?zhí)恫酃?，位于重慶市渝東南桐麻嶺背斜南東翼，酉陽縣泔溪鎮(zhèn)至麻旺鎮(zhèn)一帶，槽谷延伸方向與構(gòu)造線方向一致，呈NNE走向，長約35 km，屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)。巖性以中厚層狀白云質(zhì)灰?guī)r和白云巖為主，槽谷兩側(cè)地區(qū)土層較薄，發(fā)育土壤為黃色石灰土，順層坡基巖裸露率較逆層坡高，坡麓崗地?cái)嗬m(xù)分布，多為土石質(zhì)坡地，植被以次生灌木、藤本、蕨類以及零稀的喬木為主[20-21]。

2 材料與方法

2.1 野外采樣選點(diǎn)依據(jù)

通過91衛(wèi)圖結(jié)合查詢的地質(zhì)年代圖，解譯歷史遙感影像，選取38個(gè)野外測點(diǎn)（分別是恢復(fù)0～5、5～10、10～15、15～20、20～25、25～30和45～50 a，由于恢復(fù)30～45 a通過遙感解譯無法獲取，采樣時(shí)缺少該時(shí)段內(nèi)的樣點(diǎn)），根據(jù)野外測點(diǎn)的坐標(biāo)位置通過現(xiàn)場復(fù)核、入戶調(diào)查以及《酉陽縣志》等資料進(jìn)一步確定退耕前為坡耕地后作為采樣點(diǎn)。為消除不同采樣點(diǎn)間的差異，各測點(diǎn)坡耕地的坡度確定在0～10°范圍內(nèi)并在平地采樣，坡向均選擇土層薄、巖石裸露率高、水土流失嚴(yán)重的喀斯特典型順層坡，采樣點(diǎn)位于海拔400～900 m范圍內(nèi)。各樣點(diǎn)實(shí)際退耕時(shí)間結(jié)合影像資料和現(xiàn)場復(fù)核確定，其中0～5 a的確定的退耕時(shí)間是2013－2019年，5～10、10～15、15～20、20～25、25～30 a分別是2011－2013年、2003－2011年、2000－2003年、1994－1999年、1990－1994年，而根據(jù)歷史資料、《酉陽縣志》及當(dāng)?shù)厝霊粽{(diào)查資料均表明恢復(fù)45～50 a的喬木林是1972年飛播造林存活的林地。本次野外調(diào)查及樣品采集是在室內(nèi)制定線路后將點(diǎn)位導(dǎo)出為KML文件，導(dǎo)入手機(jī)奧維互動(dòng)地圖和戶外助手app客戶端，精準(zhǔn)定位作為野外調(diào)查及采樣線路圖，研究區(qū)地理位置及樣點(diǎn)分布見圖1所示。采樣及室內(nèi)試驗(yàn)于2019年5－7月進(jìn)行。

圖1 地理位置及采樣點(diǎn)布置圖

2.2 試驗(yàn)過程及現(xiàn)場記錄

共計(jì)完成38處恢復(fù)點(diǎn)野外采樣，根據(jù)室內(nèi)確定樣點(diǎn)的經(jīng)緯度坐標(biāo)，通過手機(jī)導(dǎo)航到樣點(diǎn)區(qū)域。各采樣點(diǎn)首先清除表層的枯枝落葉、植被、礫石等雜質(zhì)，隨后挖一個(gè)30 cm深的剖面，分為兩層（表層0～15 cm和底層15～30 cm）。每層各取3個(gè)環(huán)刀樣品，用于計(jì)算容重、含水率、總孔隙度等指標(biāo)。在取完環(huán)刀樣后取土樣500 g裝于密封袋中，帶回室內(nèi)測定土壤的理化性質(zhì)。在環(huán)刀和理化樣取樣之前，用土壤緊實(shí)度儀（南京土壤儀器廠生產(chǎn)）在每層選3個(gè)點(diǎn)位測定土壤緊實(shí)度并記錄數(shù)據(jù)[22]。各樣點(diǎn)完成測試及采樣后均覆土復(fù)原。每個(gè)恢復(fù)點(diǎn)共計(jì)6個(gè)環(huán)刀樣，2個(gè)理化樣?，F(xiàn)場記錄樣點(diǎn)的編號、經(jīng)緯度坐標(biāo)和天氣情況，并拍攝取樣點(diǎn)周邊自然概況，同時(shí)對采樣點(diǎn)植被進(jìn)行詳細(xì)調(diào)查并記錄，重點(diǎn)記錄優(yōu)勢植物種的名稱、長勢等數(shù)據(jù)。

2.3 土壤理化性質(zhì)分析

在野外將環(huán)刀中的土樣轉(zhuǎn)移至密封袋并在袋口涂抹一層凡士林，最大限度保證土樣含水率的真實(shí)性，試驗(yàn)環(huán)刀體積是100 cm3?；氐绞覂?nèi)后，立即稱密封袋+濕土質(zhì)量并做好記錄。待全部樣品采集完后將樣品運(yùn)至實(shí)驗(yàn)室，將密封袋中的土樣全部轉(zhuǎn)移至鋁盒（體積為300 cm3），采用烘干法測定土壤容重和含水率，將土壤樣品置于107 ℃下烘干24 h。采用重鉻酸鉀容量法測定土壤有機(jī)質(zhì)，0～5、5～10、10～15、15～20、20～25、25～30和45～50 a表層土壤（0～15 cm）平均有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為39.58、33.46、36.10、36.48、62.79、46.57、68.69 g/kg，底層（15～30 cm）分別為25.72、20.70、24.03、21.02、30.40、27.05、36.68 g/kg。

2.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

野外現(xiàn)場使用緊實(shí)度儀的刻度校準(zhǔn)如表1所示，修正系數(shù)為0.8416，使用的鉆頭橫截面積為2 cm2，緊實(shí)度計(jì)算公式如下：

=0.8416/

式中為土壤緊實(shí)度，kg/cm2；為緊實(shí)度儀實(shí)際讀數(shù)值，kg；為鉆頭橫截面積，2 cm2。

表1 緊實(shí)度儀刻度校準(zhǔn)表

采用SPSS16.0進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，差異顯著性檢驗(yàn)采用LSD法確定（＜0.05，雙尾）。采用Origin9.0、Excel2007繪圖。

3 結(jié)果與分析

3.1 容重及總孔隙度

圖2a為平均容重隨恢復(fù)年限的變化?；謴?fù)初期（0～5 a）表層土壤的平均容重為1.18 g/cm3，隨恢復(fù)年限延長容重有增大的趨勢，其中恢復(fù)5～20 a平均容重達(dá)到1.32 g/cm3，從20a以后又開始下降，15～20 a的平均容重較0～5 a和5～10 a增加10.06%～13.82；20～50 a的平均容重為1.05 g/cm3，相較于0～20 a降低了18.34%，尤其在恢復(fù)45～50 a的容重僅為0.93 g/cm3，比退耕0～5 a減少了21.24%。單因素方差分析也表明恢復(fù)0～20 a的表層土壤容重?zé)o顯著性差異，而恢復(fù)20 a以上尤其是20～25 a和45～50 a容重存在顯著差異。

底層平均容重隨恢復(fù)年限總體呈先遞增后持續(xù)遞減的趨勢，其中5～10 a的容重達(dá)到最大為1.44 g/cm3，而恢復(fù)10～50 a的容重平均為1.30 g/cm3，底層容重的變化幅度為3.74%～12.19%。單因素方差分析結(jié)果表明，恢復(fù)5～10 a土壤容重與恢復(fù)15～20、20～25、25～30和45～50 a存在顯著差異，與0～5和10～15 a之間無顯著差異。從表觀上可知，恢復(fù)年限對底層容重的影響較表層小。因此，分析表層/底層土壤平均容重隨恢復(fù)年限變化，見圖2b所示，可知，7個(gè)恢復(fù)年限的表層容重均小于底層，在恢復(fù)15～20 a表層容重接近于底層，平均容重均為1.30 g/cm3。單因素方差分析也進(jìn)一步表明15～20 a是土壤容重由大變小的一個(gè)轉(zhuǎn)折點(diǎn)。

造成退耕5～20 a內(nèi)表層和底層容重比0～5 a增加的原因是退耕0～5 a內(nèi)土壤前期尚未退耕，耕作層受人為翻耕擾動(dòng)嚴(yán)重，使得土壤蓬松化，總孔隙度大，進(jìn)而造成容重減小，但隨著恢復(fù)年限延長至5～20 a，整個(gè)土壤剖面長期未受人為翻耕等擾動(dòng)，自然沉降導(dǎo)致容重增加。同時(shí)該時(shí)期內(nèi)植被類型以灌草為主，根系類型以須根系為主且分布在土壤表層，根系對土壤結(jié)構(gòu)的影響較小。而恢復(fù)20～50 a的土壤容重顯著遞減，主要是受植被演替作用影響，尤其是高大喬木根系發(fā)達(dá)，主根向下生長，側(cè)根發(fā)育迅速，根系的穿插增大了土壤總孔隙度，降低容重。且喬木林下地表大量枯枝落葉增加腐殖質(zhì)含量，進(jìn)而導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)含量增大，也會(huì)進(jìn)一步降低土壤容重，增加總孔隙度，土壤儲水空間進(jìn)一步提升，最終也使得土壤含水率增大。另外，挖取土壤剖面過程，發(fā)現(xiàn)枯枝落葉層越厚，土壤動(dòng)物（蚯蚓、螞蟻、千足蟲等）活動(dòng)痕跡越明顯，土壤動(dòng)物的擾動(dòng)和孔穴進(jìn)一步增加土壤孔隙，進(jìn)而使得容重降低。

注：不同小寫字母表示同一指標(biāo)不同恢復(fù)年限間差異顯著(P<0.05)。

土壤表層與底層平均總孔隙度隨恢復(fù)年限的變化趨勢總體呈現(xiàn)為先遞減后遞增，與容重的變化呈反向規(guī)律（圖3）。表層土壤除了5～10 a的平均總孔隙度為49.19%外，其余各恢復(fù)時(shí)段的總孔隙度均大于50%，且恢復(fù)20～50 a的總孔隙度（平均60.38%）大于0～20 a孔隙度（平均51.48%），較0～5 a增加9.06%。其中15～20 a的表層平均總孔隙較0～5 a、5～10 a減少8.79%～11.14%。而底層在0～5 a的平均總孔隙度為48.19%，而5～20 a的總孔隙度始終呈遞增趨勢，增幅為4.45%～11.04%，而20～50 a的總孔隙度維持在一個(gè)較高水平，平均總孔隙度達(dá)到52.16%。單因素方差分析也表明土壤總孔隙度在恢復(fù)15～20 a出現(xiàn)了轉(zhuǎn)折。對比分析土壤表層和底層平均總孔隙度，表明僅在15～20 a時(shí)段的表層總孔隙度（50.87%）接近底層（50.71%），其他條件下均呈現(xiàn)為表層孔隙度大于底層，也進(jìn)一步證實(shí)了15～20 a土壤總孔隙度發(fā)生轉(zhuǎn)變。

圖3 總孔隙度隨恢復(fù)年限變化

3.2 緊實(shí)度

圖4為平均緊實(shí)度隨恢復(fù)年限的變化，表層緊實(shí)度隨恢復(fù)年限增大呈“遞增-相對穩(wěn)定-遞減”變化趨勢，恢復(fù)5～30 a的平均緊實(shí)度范圍為8.76～9.63 kg/cm2，變化幅度為2.46%～9.01%，恢復(fù)45～50和0～5 a的平均緊實(shí)度分別為7.57和5.93 kg/cm2，恢復(fù)0～20 a內(nèi)由于長期處于自然沉降，加之雨水、植被、土壤生物等作用，使得土壤變得更加緊實(shí)，與土壤容重變化趨勢一致。15～20 a的平均緊實(shí)度較0～5 a和5～10 a增大54.09%～58.43%。在恢復(fù)20 a以后土壤緊實(shí)度開始下降，20～50 a的平均緊實(shí)度為8.65 kg/cm2小于5～20 a的9.23 kg/cm2。而恢復(fù)0～5 a的表層土壤，由于退耕初期受原來耕作影響，容重小、總孔隙度大，使得土壤緊實(shí)度較低；而恢復(fù)45～50 a的土壤經(jīng)過多年恢復(fù)改良后，土壤理化性質(zhì)得到改善，且表層腐殖質(zhì)、根系的作用使得土層更加疏松，但仍大于剛退耕時(shí)期的緊實(shí)度，45～50 a的平均緊實(shí)度是0～5 a的1.28倍。

底層平均緊實(shí)度呈緩慢遞增隨后減小的趨勢，在15～20 a平均緊實(shí)度達(dá)到最大值為10.44 kg/cm2，恢復(fù)0～50 a土壤平均緊實(shí)度為10.03 kg/cm2，變化幅度為3.16%～6.75%，較表層幅度顯著減小。單因素方差分析也表明恢復(fù)年限對底層土壤緊實(shí)度影響不顯著，因此，分析表層與底層土壤緊實(shí)度比值能進(jìn)一步深入探索恢復(fù)年限對緊實(shí)度的影響。結(jié)果表明，不同恢復(fù)年限下的平均緊實(shí)度均是表層緊實(shí)度小，底層緊實(shí)度大，且恢復(fù)0～5 a的表層緊實(shí)度僅為底層的59%，隨恢復(fù)年限延長，表層緊實(shí)度增大并接近底層緊實(shí)度，但隨后表層緊實(shí)度又顯著減少，進(jìn)一步表明退耕對土壤理化性質(zhì)尤其是表層的影響顯著。表層與底層平均緊實(shí)度的分析也表明15～20 a是土壤緊實(shí)度由大變小的一個(gè)轉(zhuǎn)折點(diǎn)。

圖4 緊實(shí)度隨恢復(fù)年限變化

3.3 含水率

圖5為平均含水率隨恢復(fù)年限的變化?；謴?fù)0～5 a的表層平均含水率為32.76%，隨恢復(fù)年限延長至15～20 a，表層含水率呈遞減趨勢，遞減幅度為8.07%～14.75%。而20～50 a尤其在20～25和45～50 a時(shí)的含水率顯著增大，達(dá)到40%以上，是退耕0～20 a內(nèi)的1.08～1.63倍。單因素方差分析也進(jìn)一步表明表層平均含水率5～20 a維持在一個(gè)較穩(wěn)定狀態(tài)，自20 a以后出現(xiàn)顯著遞增。20～50 a表層土壤含水率達(dá)40.65%，較退耕0～5 a增加24.11%。

圖5 含水率隨恢復(fù)年限變化

底層含水率與表層表觀上呈現(xiàn)相同規(guī)律，在恢復(fù)20～25 a時(shí)平均含水率達(dá)到最高值30.57%，底層平均含水率在27.23%～30.57%，變化幅度僅為2.48%～10.91%，即恢復(fù)年限對底層土壤含水率的影響較小。單因素方差分析也表明底層土壤含水率7個(gè)恢復(fù)年限間無差異，且標(biāo)準(zhǔn)差在1.42%～6.76%，可認(rèn)為退耕措施對于底層土壤含水率影響不顯著，但對表層含水率有顯著影響。

采用表層含水率/底層含水率的比值更能真實(shí)的反映恢復(fù)年限對土壤含水率的影響，見圖5b所示，其變化也呈先遞減后增加趨勢。在恢復(fù)0～20 a內(nèi)，生長的植被類型以低矮的灌草為主，無喬木生長，地表不存在或者只存在少量的枯枝落葉層，此時(shí)，土壤中的水分主要是供應(yīng)灌草生長需要，同時(shí)蒸發(fā)也會(huì)導(dǎo)致土壤水分含量的減少。而退耕20 a以后，植被類型由灌、草逐步過渡到喬、灌、草立體格局，同時(shí)地表的枯枝落葉層增多，此時(shí)，高大的喬灌根系起到了涵養(yǎng)水源的作用，能夠有效儲蓄降水，同時(shí)根系增加了入滲量也使含水率增多，并能從地下深層吸水供植被生長所需。同時(shí)，喬木樹種的莖葉能夠阻擋光照減少了土壤表層水分蒸發(fā)，也能進(jìn)一步提高土壤含水率。對比分析可知，7個(gè)恢復(fù)年限表層的含水率均大于底層，表現(xiàn)在各比值均大于1.0。分析表明，退耕0～20 a內(nèi)土壤含水率逐漸降低，20 a以后土壤含水率開始增加并最終會(huì)高于初期含水率。造成退耕前期土壤含水率降低的另一個(gè)原因是由于土壤板結(jié)，喀斯特地區(qū)尤其在順層坡，土層較薄，在氣溫高時(shí)由于巖石吸熱升溫快，造成土壤干旱，而當(dāng)降雨時(shí)，土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)分散為復(fù)粒甚至是單粒，這種干濕交替導(dǎo)致了土壤的膨脹與收縮交替進(jìn)行，逐步減少土壤中的孔隙，降低雨水入滲，板結(jié)層也增加地表徑流，且隨恢復(fù)年限延長，土壤自然沉降也會(huì)減少孔隙，導(dǎo)致含水率進(jìn)一步降低。

3.4 土壤物理性質(zhì)相關(guān)性分析

耕作對土壤的物理性質(zhì)會(huì)產(chǎn)生較大的影響，主要體現(xiàn)在容重、緊實(shí)度、總孔隙度、含水率方面，本研究采用雙變量相關(guān)分析研究恢復(fù)年限對土壤相關(guān)因素的影響以及各影響因素之間的關(guān)系，見表2所示。結(jié)果表明，恢復(fù)年限與表層土壤含水率和緊實(shí)度呈顯著相關(guān)（<0.05），與總孔隙度呈極顯著相關(guān)（<0.01），與土壤容重呈極顯著負(fù)相關(guān)（<0.01）；而恢復(fù)年限與底層土壤容重呈極顯著負(fù)相關(guān)（<0.01），對總孔隙度呈極顯著相關(guān)（<0.01）。在土壤內(nèi)部因素中，表層和底層的含水率與容重呈極顯著負(fù)相關(guān)，與總孔隙度呈極顯著相關(guān)（<0.01）；容重與總孔隙度呈極顯著負(fù)相關(guān)（<0.01）。即恢復(fù)年限對表層和底層的容重和總孔隙度的影響大于緊實(shí)度和含水率。

表2 不同恢復(fù)年限土壤物理性質(zhì)相關(guān)性分析

注：*指0. 05 水平（雙側(cè)）上顯著相關(guān)；**指在0. 01 水平（雙側(cè)）上顯著相關(guān)，下同。

Note:*means significant correlation at the 0. 05 level (both sides);**means significant correlation at the 0. 01 level (both sides), the same below.

分析不同恢復(fù)年限對土壤各因素表層/底層比值的影響，結(jié)果見表3所示。表明恢復(fù)年限與含水率和緊實(shí)度呈極顯著相關(guān)（<0.01）；土壤含水率與容重呈極顯著負(fù)相關(guān)（<0.01），與總孔隙度呈極顯著相關(guān)（<0.01）；容重與緊實(shí)度呈極顯著相關(guān)（<0.01），與總孔隙度呈極顯著負(fù)相關(guān)（<0.01）；土壤緊實(shí)度與總孔隙度也呈極顯著負(fù)相關(guān)（<0.01）。

為進(jìn)一步分析土層深度對土壤性質(zhì)的影響，見圖6所示，結(jié)果表明，除了緊實(shí)度相關(guān)性不顯著外（>0.05），含水率、容重和總孔隙度均呈極顯著相關(guān)，其相關(guān)系數(shù)分別為0.508、0.704和0.702（<0.01）。

表3 不同恢復(fù)年限表層/底層土壤物理性質(zhì)相關(guān)性分析

圖6 不同土層深度各影響因素的相關(guān)性

4 討 論

4.1 土壤物理性質(zhì)演變規(guī)律

本試驗(yàn)結(jié)果表明，土壤容重和緊實(shí)度呈現(xiàn)為表層大于底層，容重分布在1.18～1.44 g/cm3，與張春麗、蘇程烜和張珍明等研究認(rèn)為的喀斯特地區(qū)土層呈“上松下緊”平均容重分布范圍在1.17～1.41 g/cm3的結(jié)論一致[3,23-24]。表層和底層土壤的含水率均呈先遞減后增加趨勢且表層含水率達(dá)到底層的1.02～1.64倍。土壤含水率轉(zhuǎn)折點(diǎn)在恢復(fù)15～20 a左右，其中恢復(fù)0～5、45～50 a的含水率均較高，表層分別為32.76%和48.62%，而15～20 a平均含水率是30.11%，與Yang等[25-26]認(rèn)為植被條件較好區(qū)域水分條件好且土層深度增大含水率降低的結(jié)果相近。

土壤容重、緊實(shí)度、總孔隙度和含水率的分析結(jié)果都表明，在恢復(fù)0～5 a內(nèi)的土壤主要物理性質(zhì)總體仍較好，受前期耕作影響，呈現(xiàn)出容重和緊實(shí)度低，而含水率和總孔隙度高的特點(diǎn)，而恢復(fù)5～20 a的土壤主要物理性質(zhì)降低，表現(xiàn)為土壤容重和緊實(shí)度上升，含水率和總孔隙度下降。造成恢復(fù)5～20 a土壤主要物理性質(zhì)下降的一個(gè)重要原因是土壤板結(jié)，造成土壤板結(jié)的原因包括：一是土壤自身物質(zhì)基礎(chǔ)條件，喀斯特地區(qū)的土壤具有質(zhì)地黏重、風(fēng)化程度高、粘粒含量大等特點(diǎn)，甘鳳玲等[27]測得喀斯特典型黃壤的顆粒機(jī)械組成中<0.001 mm占比達(dá)到50.22%，游賢慧等[21]測得順層坡的粉粒及粘粒含量占90.19%；二是自然沉降，由于土壤長期未受人為擾動(dòng)，在重力作用下沉降導(dǎo)致土壤更加緊實(shí)；三是喀斯特地區(qū)土層薄、巖石裸露率高，土壤受降雨、氣溫等影響，干濕交替嚴(yán)重，導(dǎo)致土壤孔隙減少，容重增加，馬璠等[28-29]研究也認(rèn)為干濕交替會(huì)導(dǎo)致土壤顆粒內(nèi)聚力增大，土壤容重增加且更加緊實(shí)；四是植被根系對土壤層產(chǎn)生擠壓作用，且恢復(fù)5～20 a內(nèi)植被以旱生化類型為主，根系較淺，但植被的蒸騰及生長需要都會(huì)導(dǎo)致土壤含水率進(jìn)一步減少。而當(dāng)恢復(fù)20～50 a時(shí)，表層土壤平均含水率和總孔隙度分別比0～20 a增大36.04%和17.28%，平均容重減少18.34%，而平均緊實(shí)度差異較小，表明此階段之后，土壤主要物理性質(zhì)得到恢復(fù)與改善，恢復(fù)45～50 a含水率和總孔隙度均高于0～5 a，容重小于退耕初期，與胡培雷等[30]研究獲得相似結(jié)果。

本研究所選樣點(diǎn)是耕地經(jīng)過退耕后的植被恢復(fù)樣地，遙感影像、《酉陽縣志》及詢問調(diào)查等均證實(shí)了恢復(fù)45～50 a的喬木林是飛播造林存活，退耕后飛播造林形成的林地區(qū)域沒有經(jīng)過人為擾動(dòng)，也處于自然恢復(fù)中，形成典型的喬灌草立體植被格局，其灌草及大部分闊葉樹種均屬于自然恢復(fù)，與其他恢復(fù)年限區(qū)域處于相同的立地條件。分析結(jié)果表明，恢復(fù)45～50 a土壤的容重、總孔隙度和含水率與恢復(fù)20～25 a差異不顯著，與其他恢復(fù)年限存在顯著差異，也進(jìn)一步得出恢復(fù)45～50 a的土壤物理性質(zhì)恢復(fù)效果較好。

4.2 喀斯特地區(qū)土壤主要物理指標(biāo)退耕后演變內(nèi)在關(guān)系

本研究結(jié)果表明，表層土壤平均容重和緊實(shí)度均呈現(xiàn)為恢復(fù)0～5 a的處于較低值，隨后5～20 a顯著遞增，而20～50 a又顯著遞減，而土壤總孔隙度呈反向規(guī)律。在喀斯特地區(qū)，土壤容重增加導(dǎo)致緊實(shí)度增加，孔隙度降低，孔隙度降低會(huì)導(dǎo)致含水率降低，緊實(shí)度增加降雨入滲減少，地表徑流增加，間接導(dǎo)致土壤含水率降低。因此，土壤容重、緊實(shí)度和總孔隙度均是造成土壤含水率降低的重要原因，而含水率又是喀斯特石漠化區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的主要限制因子，相關(guān)性分析也表明容重及總孔隙度與含水率之間呈顯著相關(guān)性（相關(guān)系數(shù)分別為0.772和0.671（<0.01）），而緊實(shí)度又與總孔隙度呈極顯著相關(guān)（相關(guān)系數(shù)為0.497（<0.01）），間接影響著土壤含水率。

針對容重、總孔隙度、緊實(shí)度以及含水率的分析均表明，恢復(fù)15～20 a是土壤主要物理性質(zhì)向良性發(fā)展的轉(zhuǎn)折點(diǎn)，采用各因子表層/底層的比值作為分析。曲線估計(jì)可知（圖7），容重、緊實(shí)度、總孔隙度和土壤含水率的比值與恢復(fù)年限均呈二次函數(shù)關(guān)系（=Ax+B+C），以2.5、7.5、12.5、17.5、22.5、27.5和47.5分別代表不同恢復(fù)年限（0～5、5～10、10～15、15～20、20～25、25～30和45～50 a），擬合結(jié)果得出，含水率與總孔隙度對應(yīng)的A、B、C分別為（0.000 3，?0.004 8，1.082 7）和（0.000 2，?0.007 9，1.143 2），容重和緊實(shí)度對應(yīng)的分別為（?0.000 2，0.007 1，0.875 4）和（?0.000 5，0.024 6，0.630 4）。含水率和總孔隙度存在一個(gè)最小值，分別是（8.00，1.07）和（19.75，1.07）；而容重和緊實(shí)度隨恢復(fù)年限存在一個(gè)最大值，分別是（17.75，0.94）和（24.60，0.93）。含水率與恢復(fù)年限的擬合方程的決定系數(shù)（2）最大為0.82，顯著大于總孔隙度、容重和緊實(shí)度（2分別為0.57、0.65和0.64）。曲線分析進(jìn)一步表明，恢復(fù)15～20 a是各指標(biāo)發(fā)生顯著變化的轉(zhuǎn)折點(diǎn)，尤其在土壤容重和總孔隙度兩個(gè)指標(biāo)高度相符，17.75和19.75均對應(yīng)著恢復(fù)年限為15～20 a。同樣表明造成土壤各影響因素在15～20 a出現(xiàn)轉(zhuǎn)變的一個(gè)重要原因是植被演替導(dǎo)致的，植被由灌草向喬灌草發(fā)展的一個(gè)重要標(biāo)志即是地表枯枝落葉層增加了有機(jī)質(zhì)含量，試驗(yàn)分析表明，表層土壤有機(jī)質(zhì)在恢復(fù)0～20 a階段為33.46～39.58 g/kg，而20～50 a為46.57～68.69 g/kg，喬木開始發(fā)育后的有機(jī)質(zhì)平均值可達(dá)前期的1.63倍，底層也達(dá)到1.37倍，土壤有機(jī)質(zhì)的測定結(jié)果與游賢慧[21]的結(jié)果一致。

圖7 不同土層深度土壤性質(zhì)之比隨恢復(fù)年限變化

4.3 喀斯特地區(qū)土壤系統(tǒng)“鐵板燒效應(yīng)”

喀斯特槽谷區(qū)由于水土漏失/流失嚴(yán)重、土層薄，往往是在巖石突出的平臺殘留一抔土層，稱之為“雞窩土”，是植被發(fā)源地[31]，與文麗、Harper等研究認(rèn)為喀斯特地區(qū)巖石附近形成窩窩土、凹面地形利于植物進(jìn)入、定居和生長的結(jié)果一致[10,32-33]。但由于巖石裸露率高、土層薄，夏季白天氣溫高，巖石吸熱快并迅速傳導(dǎo)到土層，使得土壤膨脹，而夏季的傍晚及冬季，由于氣溫低且?guī)r石的降溫較土壤快得多導(dǎo)致土壤收縮，這種熱脹冷縮使得土壤間發(fā)生不斷的擠壓，導(dǎo)致了土壤容重及緊實(shí)度增大而含水率和孔隙度減少，稱喀斯特槽谷區(qū)退耕后土壤主要物理性質(zhì)惡化的這種現(xiàn)象為“鐵板燒效應(yīng)”。造成土壤“鐵板燒效應(yīng)”的一個(gè)原因是喀斯特地區(qū)一般土層薄，土壤與母巖之間不存在過渡層，直接附著在巖石層上，在陽光照射下吸熱造成對土壤的“烘烤”使得水分蒸發(fā)，隨著巖石溫度的熱脹冷縮顯著，土壤易被侵蝕，一遇降雨激發(fā)極易產(chǎn)生順層滑動(dòng)，都會(huì)導(dǎo)致土壤含水率和總孔隙度降低，容重和緊實(shí)度增加[1,19,21,24,34]。陸景岡、曹建華等[35-36]研究也表明干濕交替直接導(dǎo)致土壤脹縮、孔隙度收縮、土壤體積及裂縫發(fā)育，并認(rèn)為是一種常年累月的總體結(jié)果，而非單次的特殊現(xiàn)象，且目前對西南喀斯特區(qū)的研究較少。而土壤質(zhì)地對土壤水分具有顯著影響，土壤水分又是喀斯特地區(qū)土壤退化關(guān)鍵因子，與本研究土壤理化性質(zhì)相關(guān)性分析結(jié)果具有一致性[37-38]。

造成土壤“鐵板燒效應(yīng)”除了受土壤自身性質(zhì)和氣候、降水影響外，植被也是另一個(gè)重要方面?；謴?fù)0～20 a的植被類型主要以灌、藤、草為主，植物生長需要大量的水分，造成土壤含水率降低，同時(shí)灌、藤、草的根系中須根系占比較大，且根系較短，而從草叢、灌叢等低級階段演替到喬叢群落需要時(shí)間長，導(dǎo)致了退耕還林初期植被生長緩慢，土壤質(zhì)量降低[10]。在恢復(fù)20～50 a，植被格局由灌、草、藤過渡為喬、灌、草、藤、蕨、竹林，形成顯著立體垂直結(jié)構(gòu)，高大喬木郁閉度高，一方面是能夠遮擋陽光，防止太陽對地表直射，進(jìn)而降低林下溫度，減少了地表水分蒸發(fā)及植物蒸騰耗水；其次，喬木根系粗壯，主根伴隨著大量的側(cè)根的穿插進(jìn)一步疏松土層，使得土壤容重和緊實(shí)度降低，孔隙度增加，喬木根系同時(shí)還能起到防治水土流失效果[11,23,39]，同時(shí)該時(shí)段土壤生物結(jié)殼的發(fā)育，有利于土壤改良[40]。龍明忠等研究也表明林-草結(jié)構(gòu)的保土保水能力優(yōu)于單一林地的保土保水能力，土層根系量與侵蝕量呈負(fù)相關(guān)[41]。再者，由于立體結(jié)構(gòu)的植被生長茂密，在林下散落有大量的枯枝落葉層，枯枝落葉層一方面具有儲藏水分，減少地表徑流，增加水分入滲的作用，另一方面，也進(jìn)一步對表層土壤起到保護(hù)作用，防治土壤板結(jié)及流失，而枯枝落葉分解后的腐殖質(zhì)含有豐富的養(yǎng)分元素，與土壤融合后能夠起到改良土壤的作用，枯枝落葉層也為土壤生物生活提供了良好物質(zhì)基礎(chǔ)，進(jìn)一步改良土壤，使得土壤向利好方向不斷改進(jìn)[42]。通過對土壤理化性質(zhì)及現(xiàn)場調(diào)查植被演替的綜合分析，在喀斯特地區(qū)喬木林對于改良土壤，恢復(fù)生態(tài)效果顯著，在進(jìn)行退耕還林等生態(tài)工程時(shí)，尤其要注重對喬木的撫育，同時(shí)也要提高植物生長撫育和土壤管理水平[43]。早期石漠化治理需要選擇合適的先鋒樹種，但要完成喀斯特地區(qū)土壤及植被生態(tài)恢復(fù)，需要利用多層次多物種的植物群落，充分利用植物有機(jī)殘?bào)w與根系穿透力，促進(jìn)土壤發(fā)育及熟化，形成多樣性生境，充分發(fā)揮喬木林根際效應(yīng)[44]。

5 結(jié) 論

西南喀斯特地區(qū)巖石裸露率高，嚴(yán)重的植被破壞導(dǎo)致的石漠化是當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)退化的主要原因，本研究通過遙感解譯結(jié)合野外實(shí)地調(diào)查及室內(nèi)試驗(yàn)，分析了巖溶槽谷7個(gè)恢復(fù)時(shí)段序列的土壤系統(tǒng)演變規(guī)律。結(jié)果表明喀斯特地區(qū)土壤含水率和總孔隙度在恢復(fù)15～20 a左右出現(xiàn)轉(zhuǎn)折，呈先遞增后減小變化，20～50 a的土壤表層平均含水率和總孔隙度比0～20 a增大36.04%和17.28%，容重減少18.34%。平均緊實(shí)度隨恢復(fù)年限也呈先增加后減少的變化，在恢復(fù)初期0～5 a內(nèi)緊實(shí)度最低為5.93 kg/cm2，僅占其他恢復(fù)年限下的61.57%～78.35%。根據(jù)巖溶槽谷區(qū)石漠化區(qū)隨恢復(fù)年限延長，土壤物理性質(zhì)先惡化后提升及植被旱生化演變的發(fā)展規(guī)律，提出了喀斯特地區(qū)特有的“鐵板燒效應(yīng)”，并強(qiáng)調(diào)喀斯特地區(qū)植被恢復(fù)尤其要注重對喬木樹種的種植及撫育。本研究進(jìn)一步明晰了喀斯特巖溶槽谷區(qū)生態(tài)恢復(fù)對土壤系統(tǒng)的影響，對該地區(qū)實(shí)施生態(tài)修復(fù)工程提供科學(xué)參考，具有重要的實(shí)踐價(jià)值。

[1] 李陽兵，王世杰，李瑞玲，等. 花江喀斯特峽谷地區(qū)石漠化成因初探[J]. 水文地質(zhì)工程地質(zhì)，2004，31(6)：37－42.

Li Yangbing, Wang Shijie, Li Ruiling, et al, Preliminary study on karst rocky desertification genesis in Huajiang gorge district[J]. Hydrogeology and Engineering Geology, 2004, 31(6): 37－42. (in Chinese with English abstract)

[2] 陳佑啟，Peter H Verburg.中國土地利用/土地覆蓋的多尺度空間分布特征分析[J]. 地理科學(xué)，2000，20(3)：197－202.

Chen Youqi, Peter H Verburg. Multi-scale spatial characterization of land use/land cover in China[J]. Scientia Geographica Sinica, 2000, 20(3): 197－202. (in Chinese with English abstract)

[3] 張春麗，佟連軍，劉繼斌. 西南喀斯特地區(qū)土壤侵蝕研究綜述[J]. 地理科學(xué)進(jìn)展，2007，26(2)：87－96.

Zhang Chunli, Tong Lianjun, Liu Jibin. General review of soil erosion in the karst area of southwest China[J]. Progress in Geography, 2007, 26(2): 87－96. (in Chinese with English abstract)

[4] Fábio C N, Romain D, Fritz S, et al. Bedrock bedding, landsliding and erosional budgets in the Central European Alps[J]. Terra Nova, 2015, 27(5): 370－378.

[5] Akdim B. Karst landscape and hydrology in Morocco: Research trends and perspectives[J]. Environmental EarthSciences, 2015, 74: 251－265.

[6] Dai Q H, Peng X D, Zhao L S, et al. Effects of underground pore fissures on soil erosion and sediment yield on karst slopes[J]. Land Degradation & Development, 2017, 28: 1922－1932.

[7] Yang J, Xua X L, Liu M X, et al. Effects of “Grain for Green” program on soil hydrologic functions in karst landscapes, southwestern China[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2017, 247: 120－129.

[8] 王金樂. 貴州喀斯特石漠化地區(qū)荒地土壤理化性質(zhì)及環(huán)境效應(yīng)研究[D]. 貴陽：貴州大學(xué)，2008：2，43.

Wang Jinle. Study on Physical and Chemical Properties and Environmental Effects of Wasteland Soil in Karst Rocky Desertification Area of Guizhou Province[D]. Guiyang: Guizhou University, 2008: 2, 43. (in Chinese with English abstract)

[9] 龍健，鄧啟瓊，江新榮，等. 西南喀斯特地區(qū)退耕還林（草）模式對土壤肥力質(zhì)量演變的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，16(7)：1279－1284.

Long Jian, Deng Qiqiong, Jiang Xinrong, et al. Effects of different de-farming and reafforestation patterns on changes of soil fertility quality in karst region of southwestern China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2005, 16(7): 1279－1284. (in Chinese with English abstract)

[10] 文麗，宋同清，杜虎，等. 中國西南喀斯特植物群落演替特征及驅(qū)動(dòng)機(jī)制[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35(17)：5822－5833.

Wen Li, Song Tongqing, Du Hu, et al. The succession characteristics and its driving mechanism of plant community in karst region, Southwest China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(17): 5822－5833. (in Chinese with English abstract)

[11] 盛茂銀，熊康寧，崔高仰，等. 貴州喀斯特石漠化地區(qū)植物多樣性與土壤理化性質(zhì)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35(2)：434－448.

Sheng Maoyin, Xiong Kangning, Cui Gaoyang, et al. Plant diversity and soil physical-chemical properties in karst rocky desertification ecosystem of Guizhou, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(2): 434－448. (in Chinese with English abstract)

[12] Xiao S S, Ye Y Y, Xiao D, et al. Effects of tillage on soil N availability, aggregate size, and microbial biomass in a subtropical Karst region[J]. Soil & Tillage Research, 2019, 192: 187－195.

[13] Wang M M, Chen H S, Zhang W, et al. Soil nutrients and stoichiometric ratios as affected by land use and lithology at county scale in a karst area, southwest China[J]. Science of the Total Environment, 2018(619/620): 1299－1307.

[14] Song M, He T G, Chen H, et al. Dynamics of soil gross nitrogen transformations during post-agricultural succession in a subtropical karst region[J]. Geoderma, 2019, 341: 1－9.

[15] Chang G G, Zhu J X, Li X, et al. Rational land-use types in the karst regions of China: Insights from soil organic matter composition and stability[J]. Catena, 2018, 160: 345－353.

[16] 陳飛，周德全，白曉永，等. 典型喀斯特槽谷區(qū)石漠化時(shí)空演變及未來情景模擬[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)，2018，35(2)：174－180.

Chen Fei, Zhou Dequan, Bai Xiaoyong, et al. Spatial- temporal evolution of karst rocky desertification and future trends based on CA-Markov methods in typical karst valley[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2018, 35(2): 174－180. (in Chinese with English abstract)

[17] 王志剛，萬木春，孫佳佳，等. 西南喀斯特石漠化區(qū)土壤形成速率研究綜述[J]. 長江科學(xué)院院報(bào)，2015，32(3)：64－72.

Wang Zhigang, Wan Muchun, Sun Jiajia, et al. Review of studies on soil formation rate in karst rocky desertification region of Southwest China[J]. Journal of Yangtze River Scientific Research Institute, 2015, 32(3): 64－72. (in Chinese with English abstract)

[18] 楊振華，宋小慶. 西南喀斯特地區(qū)坡地產(chǎn)流過程及其利用技術(shù)[J]. 地球科學(xué)，2019，44(9)：2931－2943.

Yang Zhenhua, Song Xiaoqing. Slope runoff process and its utilization technology in Southwest karse area[J]. Earth Science, 2019, 44(9): 2931－2943. (in Chinese with English abstract)

[19] 蔣宵霄. 生態(tài)脆弱區(qū)的土地可持續(xù)管理研究-以重慶酉陽縣為例[D]. 重慶：西南大學(xué)，2014：23－24.

Jiang Xiaoxiao. The Research of Sustainable Land Management in Ecological Fragile District: A Case of Chongqing Youyang County[D]. Chongqing, Southwest University, 2014: 23－24. (in Chinese with English abstract)

[20] 鄒曉崗，楊琰，徐剛，等. 巖溶槽谷石漠化治理區(qū)表層泉水化學(xué)特征研究：以重慶酉陽泔溪花椒基地老泉為例[J].地球與環(huán)境，2018，46(6)：524－533.

Zhou Xiaogang, Yang Yan, Xu Gang, et al. Chemical characteristics of surface spring in the rehabilitation area of karst rock desertification: A case study at Laoquan in the pepper planting base of Ganxi Town, Youyang County, Chongqing City, China[J]. Earth and Environment, 2018, 46(6): 524－533. (in Chinese with English abstract)

[21] 游賢慧，楊琰，徐剛，等. 龍?zhí)犊λ固夭酃葍A坡土壤水分變異性研究[J]. 山地學(xué)報(bào)，2019(1)：53－61.

You Xianhui, Yang Yan, Xu Gang, et al. Comparison of the soil moisture variations of inclined slope in longtan karst trough valley, Chongqing, China[J]. Mountain Research, 2019(1): 53－61. (in Chinese with English abstract)

[22] 中國科學(xué)院南京土壤研究所土壤物理研究室. 土壤物理性質(zhì)測定法[M]. 北京：科學(xué)出版社，1978：200－204.

[23] 蘇程烜. 重慶巖溶區(qū)土壤理化性質(zhì)特征研究[D]. 重慶：重慶師范大學(xué)，2016：47－49.

Su Chengxuan. Study on Physical and Chemical Properties in Karst Area of Chongqing[D]. Chongqing: Chongqing Normal University, 2016: 47－49. (in Chinese with English abstract)

[24] 張珍明. 喀斯特石漠化土壤有機(jī)碳分布、儲量及植被恢復(fù)潛力評估[D]. 貴陽：貴州大學(xué)，2017：97－98.

Zhang Zhenming. Assessment of Organic Carbon Distribution, Reserves and Vegetation Restoration Potential of Karst Rocky Desertification Soil[D]. Guiyang: Guizhou University, 2017: 97－98. (in Chinese with English abstract)

[25] Yang J, Chen H S, Nie Y P, et al. Dynamic variations in profile soil water on karst hillslopes in Southwest China[J]. Catena, 2019, 172: 655－663.

[26] 何永濤，李文華，李貴才，等. 黃土高原地區(qū)森林植被生態(tài)需水研究[J]. 環(huán)境科學(xué)，2004，25(3)：35－39.

He Yongtao, Li Wenhua, Li Guicai, et al. Ecological water requirement of forests in loess plateau[J]. Chinese Journal of Environmental Science, 2004, 25(3): 35－39. (in Chinese with English abstract)

[27] 甘鳳玲，何丙輝，覃自陽. 喀斯特槽谷區(qū)的順/逆層坡面對水動(dòng)力學(xué)參數(shù)的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2019，56(4)：852－864.

Gan Fengling, He Binghui, Qin Ziyang. The influence of hydrodynamics parameters on downstream/inverse slope in karst trough valley[J]. Acta Pedologica Sinica, 2019, 56(4): 852－864. (in Chinese with English abstract)

[28] 馬璠，王健，張鵬輝，等. 干濕交替處理對土壤抗沖性的影響試驗(yàn)研究[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報(bào)，2014，30(35)：178－184.

Ma Fan, Wang Jian, Zhang Penghui, et al. Effects of dry-wet alternation treatment on anti-scourability of soil[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2014, 30(35): 178－184. (in Chinese with English abstract)

[29] 張鵬輝. 土壤干濕交替中抗侵蝕能力的變化及坡面細(xì)溝發(fā)育敏感性的影響研究[D]. 楊凌：西北農(nóng)林科技大學(xué)，2014：1－2.

Zhang Penghui. Study on the Change of Soil Erosion Resistance and the Influence of Slope Rill Development Sensitivity in the Alternations of Dry and Wet Soil[D]. Yangling: Northwest A&F University, 2014: 1－2. (in Chinese with English abstract)

[30] 胡培雷，王克林，曾昭霞，等. 喀斯特石漠化地區(qū)不同退耕年限下桂牧1號雜交象草植物-土壤-微生物生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，37(3)：896－905.

Hu Peilei, Wang Kelin, Zeng Zhaoxia, et al. Ecological stoichiometric characteristics of plants, soil, and microbes of Pennisetum purpureum cv.Guimu-1 pastures at different rehabilitation ages in a karst rocky desertification region[J]. Acta Ecologica Sinica, 2017, 37(3): 896－905. (in Chinese with English abstract)

[31] 全國土壤普查辦公室.中國土種志（第三卷）[M]. 中國農(nóng)業(yè)出版社，1994：278－279.

[32] Harper J L, Clatworthy J N, Sagar M N R. The evolution and ecology of closely related species living in the same area[J]. Evolution, 1961, 15: 451－457.

[33] Jumppone A, Vare H, Mattson K G, et al. Characterization of ‘safe sites’ for pioneers in primary succession on recently deglaciated terrain[J]. Journal of Ecology, 1999, 87(1): 98－105.

[34] 李陽兵，侯建筠，謝德體. 中國西南巖溶生態(tài)研究進(jìn)展[J].地理科學(xué)，2002，22(3)：365－370.

Li Yangbing, Hou Jianyun, Xie Deti. Research progress of karst ecology in southwest China[J]. Scientia Geographica Sinica, 2002, 22(3): 365－370. (in Chinese with English abstract)

[35] 陸景岡. 土壤的干濕變異與片狀結(jié)構(gòu)的發(fā)展[J]. 土壤學(xué)報(bào)，1957，5(2)：175－188.

Lu Jinggang. Dry and wet variation of soil and development of sheet structure[J]. Acta Pedologica Sinica, 1957, 5(2): 175－188. (in Chinese with English abstract)

[36] 曹建華，袁道先，章程，等. 受地質(zhì)條件制約的中國西南巖溶生態(tài)系統(tǒng)[J]. 地球與環(huán)境，2004，32(1)：1－8.

Cao Jianhua, Yuan Daoxian, Zhang Cheng, et al. Karst ecosystem constrained by geological conditions in southwest China[J]. Earth and Enviorment, 2004, 32(1): 1－8. (in Chinese with English abstract)

[37] 胡良軍，邵明安，楊文治. 黃土高原土壤水分的空間分異及其與林草布局的關(guān)系[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào)，2004，13(6)：14－19.

Hu Liangjun, Shao Mingan, Yang Wenzhi. Relationship between vegetation spatial collocations and soil moisture spatial heterogeneities in the Loess Plateau area[J]. Acta Prataculurae Sinica, 2004, 13(6): 14－19. (in Chinese with English abstract)

[38] 趙中秋，后立勝，蔡運(yùn)龍. 西南喀斯特地區(qū)土壤退化過程與機(jī)理探討[J]. 地學(xué)前緣，2006，13(3)：185－189.

Zhao Zhongqiu, Hou Lisheng, Cai Yunlong. The process and mechanism of soil degradation in karst area in Southwest China[J]. Earth Science Frontiers, 2006, 13(3): 185－189. (in Chinese with English abstract)

[39] 向志勇，鄧湘雯，田大倫，等. 五種植被恢復(fù)模式對邵陽縣石漠化土壤理化性質(zhì)的影響[J]. 中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào)，2010，30(2)：23－28.

Xiang Zhiyong, Deng Xiangwen, Tian Dalun, et al. Effects of 5 patterns vegetation restoration on soil physical-chemical properties in rocky desertification area in Shaoyang County[J]. Journal of Central South University of Forestry & Technology, 2010, 30(2): 23－28. (in Chinese with English abstract)

[40] Hu P L, Zhang W, Xiao L M, et al. Moss-dominated biological soil crusts modulate soil nitrogen following vegetation restoration in a subtropical karst region[J]. Geoderma, 2019, 352: 70－79.

[41] 龍明忠，楊潔，吳克華. 喀斯特峽谷區(qū)不同等級石漠化土壤侵蝕對比研究：以貴州花江示范區(qū)為例[J]. 貴州師范學(xué)學(xué)報(bào)，2006，24(1)：25－30.

Long Mingzhong, Yang Jie, Wu Kehua. A contrasting study on soil erosion under different rock desertification grads in karst gorge areas: A case study of the Huajiang demonstration area, Guizhou[J]. Journal of Guizhou Normal University: Natural Science, 2006, 24(1): 25－30. (in Chinese with English abstract)

[42] Fierer N, Schimel J P. Effects of drying-rewetting frequency on soil carbon and nitrogen transformations[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2002, 34(6): 777－787.

[43] 彭晚霞，宋同清，曾馥平，等. 喀斯特峰叢洼地退耕還林還草工程的植被土壤耦合協(xié)調(diào)度模型[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，27(9)：305－310.

Peng Wanxia, Song Tongqing, Zeng Fuping, et al. Models of vegetation and soil coupling coordinative degree in grain for green project in depressions between karst hills[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2011, 27(9): 305－310. (in Chinese with English abstract)

[44] 王新洲，胡忠良，杜有新，等. 喀斯特生態(tài)系統(tǒng)中喬木和灌木林根際土壤微生物生物量及其多樣性的比較[J]. 土壤，2010，42(2)：224－229.

Wang Xinzhou, Hu Zhongliang, Du Youxin, et al. Comparison of microbial biomass and community structure of rhizosphere soil between forest and shrubbery in karst ecosystems[J]. Soil, 2010, 42(2): 224－229. (in Chinese with English abstract)

Effects of land restoration years on physical properties of rocky desertified soil in trough valley of the southeast China karst region

Li Jianming1,2,4,5, Wang Zhigang1,2※, Wang Aijuan3, Wang Jiale1,2, Wang Ke1,2, Liu Chenxi1,2, Cui Hao1,2, Zhang Pingcang1,2

(1.430010; 2.,430010; 3.,100055,; 4.,,712100,;5.100049)

Severe deforestation has caused the water loss, soil erosion (including underground leakage), and rocky desertification in the trough valleys of the southeast China Karst region, limiting local social and economic developments. Land restoration projects, such as the Grain for Green project initiated in 1999 in China, become important to improve the local ecological environment and restore vegetation. In order to evaluate the soil quality that improved by land restoration, it is necessary to examine some physical properties of the soils (such as bulk density, compactness, porosity and water content) after the periods of restoration. Here, 38 sampling sites were selected in the range of 0-10° on the bedding slopes based on the remote-sensing image analysis, field investigation, and in-home personal interviews at the trough valley. The soil with thin layers on these slopes become venerable to erosion in this case. These sampling sites were divided into seven groups according to the years after the land restoration (0-5, 5-10, 10-15, 15-20, 20-25, 25-30, 45-50 a). In each sampling site, a examining pit with the depth of 30cm was dug to establish a soil profile align to the cross-section of the soil layers during the examination test. According to the depth range of the soil layer, each soil profile was divided into two layers, 0-15 and 15-30 cm. In these two layers, the compactness of soils was measured by a compaction meter before soil sampling. Soil samples were then collected from both layers by sampling rings in order to measure some physical properties of soils, such as the bulk density, porosity and water content, after field investigations. Vegetation and landforms around the sampling sites were also noted during the samples collection. This study also proposed a feasible mechanism of land restoration to promote the local environment of sampling sites in the through valley of this Karst region. Three main findings can be made from these examined results. 1) Physical properties, especially in the shallow layer of soils, were still deteriorated from the start of land restoration to the period of 15-20 a. The water contents and porosities of the soils in the shallow layer were reduced by 12.28%-14.75% and 8.79%-11.14%, respectively, whereas the bulk densities and compactness were increased by 10.06%-13.82% and 54.09%-58.43%, respectively. 2) In the period of 20-50 a, the water content and porosity of soils in the shallow layer reached 40.65% to 60.38%, respectively, indicating an increase by 24.11% to 9.06% compared with those in the period of 0-5a. In the period of 45-50 a, the bulk density and compactness of soils were 0.93 g/cm3and 7.57 kg/cm2, indicating much higher soil quality of the ecological system than that of other short periods after land restoration. The low-growing plants, such as grasses and shrubs, were dominant in the period of 0-20 a after land restoration, as well as there was no litter biomass layer on the ground surface of the soil. But in the long run, the planting species then gradually changed to an arbor-shrub-grass type. Arboreal plants flourished and the litter biomass layer appeared in the period of 40-50 a, indicating an obvious improvement of the water-retaining capacity and fertility of the soils. 3) As the soil layers in the Karst region were quite thin, there was no transition interlayer. A new methodological concept, “roasted effect”, was therefore proposed in this study based on the traits of the quite thin soil layers, and it agrees with the transformation pattern of vegetation species from the shrub-grass to the arbor-shrub-grass type that occurred in the restoration period of 15-20 a. This study also demonstrates the combined effects of the ecological restoration on the dynamics mechanism of physical properties in the soil layers, particularly emphasis on the significance of the arboreal plant breeding in the entire restoration process. These findings can provide a potential theoretical guideline for further application of the ecological restoration at Karst regions in the southeast of China.

soils; vegetation; restoration; grain for green project;trough rally ofkarst region

李建明，王志剛，王愛娟，王家樂，王 可，劉晨曦，崔 豪，張平倉. 退耕還林恢復(fù)年限對巖溶槽谷區(qū)石漠化土壤物理性質(zhì)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2020，36(1)：99－108.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.01.012 http://www.tcsae.org

Li Jianming, Wang Zhigang, Wang Aijuan, Wang Jiale, Wang Ke, Liu Chenxi, Cui Hao, Zhang Pingcang. Effects of land restoration years on physical properties of rocky desertified soil in trough valley of the southeast China karst region[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(1): 99－108. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.01.012 http://www.tcsae.org

2019-08-20

2019-10-11

國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃專項(xiàng)（2016YFC050230305、2016YFC0503705）；國家自然科學(xué)基金（41701316、41101191）；水利部技術(shù)示范項(xiàng)目（SF-201806）

李建明，博士生，主要從事工程土壤侵蝕過程研究。Email：hahalijianming@126.com

王志剛，博士，教授級高級工程師，主要研究方向?yàn)橥寥赖乩砼c土壤侵蝕研究。Email：371381624@qq.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.01.012

S157.1

A

1002-6819(2020)-01-0099-10