喀斯特高原峽谷區(qū)不同植被類型的土壤抗蝕性

肖盛楊, 舒英格, 陳夢軍

(貴州大學(xué) 農(nóng)學(xué)院, 貴州 貴陽 550025)

喀斯特高原峽谷區(qū)環(huán)境較脆弱，由于人類不合理的土地利用，在雨水的沖刷作用下，易造成水土流失，土壤侵蝕加劇，土地生產(chǎn)力降低等，最終導(dǎo)致石漠化問題的加劇[1]。受地質(zhì)背景的強烈制約，西南喀斯特地區(qū)土壤侵蝕主要是化學(xué)溶蝕、重力侵蝕和流水侵蝕的綜合侵蝕(地面流失和地下漏失)機制[2]。土壤侵蝕加劇石漠化進程，而石漠化則是土壤侵蝕的結(jié)果，二者是同一生態(tài)退化過程的兩個不同階段[3]。土壤抗蝕性由我國朱顯謨院士于1956年提出。土壤抗蝕性是指土壤抵抗水(包括降水和徑流)的分散和懸浮的能力[4]，是評定土壤抵抗侵蝕能力的重要參數(shù)之一。土壤抗蝕性不僅與土壤本身的內(nèi)在因素有關(guān)，還受植被、地形和降雨等外部環(huán)境因素的影響[5]。關(guān)于喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性的研究報道很多，但主要集中在喀斯特高原盆谷區(qū)[6]、喀斯特高原峰叢洼地區(qū)[7-8]、高原和中低山槽谷區(qū)[9-12]等，對喀斯特高原峽谷區(qū)土壤抗蝕性的研究較少。本研究以典型喀斯特高原峽谷區(qū)為研究對象，對不同植被類型下土壤抗蝕性的演變特征研究，進一步完善喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性研究，對喀斯特高原峽谷區(qū)水土保持和脆弱生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州省晴隆縣西南部，是典型的石漠化治理示范區(qū)，地理坐標(biāo)為25°49′—25°51′N,105°11′—105°15′E，地形地貌為典型喀斯特高原峽谷區(qū)，地勢起伏大，平均海拔1 428 m，相對高差達1 482 m。屬于高原亞熱帶季風(fēng)氣候，年均日照數(shù)為1 462 h,年均溫約14 ℃，總降雨量在1 500～1 600 mm，無霜期約320 d。巖性以石灰?guī)r和白云巖為主，且地表層為第四系薄層沉積物。

1.2 樣品采集及測定

研究區(qū)以喀斯特石漠化治理區(qū)“晴隆模式”為研究對象，根據(jù)喀斯特高原峽谷區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的自然演替過程，并結(jié)合植被群落的外部特征和內(nèi)部結(jié)構(gòu)，選擇林地(以楸樹林為主的自然林地)、林草間作地(柏樹與茅草間作)、荒草地、退耕還草地(退耕5～10 a，主要種植皇竹草和薹草兩種養(yǎng)殖草)和耕地(以玉米和烤煙輪作)5種不同植被類型(表1)。于2017年1月在研究區(qū)內(nèi)選取不同植被類型下立地條件基本類似的典型樣地3～5個，樣地面積采用10 m ×10 m，每個樣方內(nèi)采用“蛇形”取樣法，用木制工具采集0—10 cm表層土壤(該石漠化地區(qū)土層較薄)2 kg左右的原狀土樣，裝入鋁盒避免擠壓，在采集和運輸過程中盡量減少對土壤的擾動，以免破壞土壤團聚體結(jié)構(gòu)，盡量保持土樣的原狀性。帶回實驗室后把土樣分為兩份，其中分取1.5 kg用于測定團聚體；另一部分用于土壤理化性質(zhì)的測定。土壤機械組成按簡易比重計法測定;團聚體組成按干—濕篩法測定;微團聚體—吸管法;有機質(zhì)—重鉻酸鉀外加熱法，具體操作方法參考文獻[13]，樣品于2017年6月完成測定。

表1 研究區(qū)樣地基本情況

注：各物種拉丁學(xué)名分別為楸樹(Catalpabungei)，柏樹(Platycladusorientalis)，長芒草(Stipabungeane)，白三葉(Trifoliumrepens)，黑麥草(Loliumperenne)，皇竹草(Pennisetumsinese)，薹草(Carexparva)，車前草(Plantagodepressa)，煙草(Nicotianatabacum)，玉米(Zeamays)。

1.3 土壤抗蝕性指標(biāo)的選取

土壤有機質(zhì)為土壤團粒結(jié)構(gòu)的形成提供膠結(jié)源,促進土壤團粒結(jié)構(gòu)的形成,增強土壤的透水性、通氣性，提高土壤抗蝕性等[14]。土壤顆粒是構(gòu)成土壤結(jié)構(gòu)體的主要成分，不僅影響土壤養(yǎng)分循環(huán)，還可以用來解釋土壤抗侵蝕的程度[15]。土壤水穩(wěn)性團聚體對土壤的通透性、保水性和抗蝕性有著重要的影響[16-17]。水穩(wěn)性團聚體被水機械打擊和消散后不易分散，具有較高的穩(wěn)定性。因此，土壤水穩(wěn)性團聚體的數(shù)量和穩(wěn)定性是評價土壤抗蝕性的重要指標(biāo)。土壤微團聚體在土壤質(zhì)量評價、培肥和水土保持等方面具有重要的意義，常用來計算分散系數(shù)和團聚度等指標(biāo)，并作為土壤抗蝕性評價依據(jù)之一[18]。本文借鑒國內(nèi)其他地區(qū)的研究和結(jié)合前人研究土壤抗蝕性常用的指標(biāo)[19-20]，共選取了11個指標(biāo)，采用主成分分析法進行最佳評價指標(biāo)的篩選。11個指標(biāo)分別為：<0.05 mm 粉黏粒含量%(X1)；<0.01 mm 物理性黏粒含量%(X2);<0.001 mm黏粒含量%(X3);結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)(X4)=黏粒(<0.001 mm)含量%/粉粒(0.001～0.05 mm)含量%;團聚狀況(X5)=>0.05 mm微團聚體分析值->0.05 mm機械組成分析值;團聚度(X6)=團聚狀況/>0.05 mm微團聚體分析值;分散率(X7)=<0.05 mm微團聚體分析值/<0.05 mm機械組成分析值;>0.25 mm水穩(wěn)性團聚體含量，即水穩(wěn)性大團聚體含量(X8);>0.5 mm 水穩(wěn)性團聚體含量(X9);>0.25 mm 團聚體破壞率%(X10)=(干篩>0.25 mm-濕篩>0.25 mm)/(干篩>0.25 mm);有機質(zhì)含量(X11)，單位為g/kg。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Office 2016進行數(shù)據(jù)處理，利用SPSS 21軟件進行主成分分析,采用單因素方差分析(ANOVA)對不同植被類型土壤性質(zhì)進行比較，當(dāng)方差分析結(jié)果顯示出顯著差異時，進行最小差異檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤抗蝕性綜合評價指標(biāo)的篩選

由于各指標(biāo)間信息可能重疊和相互關(guān)聯(lián)，所以采用主成分分析法，提取較少能夠評價土壤抗蝕性的指標(biāo)，以較少的公因子代替原有指標(biāo)，并盡可能保留原有指標(biāo)的信息量，以最佳評價指標(biāo)對土壤抗蝕能力進行綜合評價。主成分分析結(jié)果表明(表2)，研究區(qū)土壤抗蝕性前3個主成分(PC1，PC2，PC3)的累積方差貢獻率達89.30%以上，且特征根均大于1，符合主成分分析要求，表明前3個主成分基本能反映研究區(qū)土壤的抗蝕指標(biāo)的大部分信息。從表2中公共因子和原始變量的相關(guān)系數(shù)可以看出，旋轉(zhuǎn)前的各因子的意義不是很明顯。為了使因子載荷矩陣中系數(shù)更加顯著，利用方差最大旋轉(zhuǎn)法對各因子載荷進行旋轉(zhuǎn)后，使因子和原始變量間的關(guān)系進行重新分配，更加容易進行解釋。第一、第二、第三主成分的方差貢獻率分別為34.02%，30.24%和25.05%，基本上解釋了11個指標(biāo)的絕大部信息，因此選取前3個主成分作為評價不同植被類型土壤抗蝕性主成分分析的依據(jù)，其中在第一主成分中<0.001 mm黏粒含量(X3)、結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)(X4)的因子載荷較高，可達到0.89以上；第二主成分中，水穩(wěn)性大團聚體含量(X8)、>0.5 mm水穩(wěn)性團聚體含量(X9)、團聚體破壞率(X10)載荷量較高，第三主成分中團聚狀況(X5)、分散率(X7)載荷量較高；因此，根據(jù)對研究區(qū)土壤進行主成分分析所得的因子載荷矩陣綜合分析，載荷量較高的指標(biāo)有黏粒含量、結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)、分散率、團聚狀況、水穩(wěn)性大團聚體含量和團聚體破壞率，因此，這6個指標(biāo)評價該地區(qū)土壤抗蝕性的最優(yōu)選擇指標(biāo)，為今后土壤喀斯特地區(qū)土壤的抗蝕性評價工作提供參考。

表2 土壤旋轉(zhuǎn)前后的因子載荷陣及貢獻率

注：X1—X11評價指標(biāo)的具體含義詳見正文1.3。

2.2 不同植被類型抗蝕性評價指標(biāo)的變化特征

根據(jù)主成分分析法篩選出黏粒含量、結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)、分散率、團聚狀況、水穩(wěn)性大團聚體含量和團聚體破壞率6個指標(biāo)對不同植被類型土壤抗蝕性進行評價，分析不同植被類型下各指標(biāo)的變化特征。

2.2.1 土壤黏粒含量變化 土壤黏粒含量愈多，土壤的吸收和持水能力好，因此，可以用作評價土壤抗蝕性指標(biāo)之一。由表3分析可知,土壤黏粒含量大小順序為：林地>退耕還草地=林草間作地>荒草地>耕地。退耕還草地的含量與林草間作地相近，且高于荒草地，可能是由于退耕還草地受人為影響破壞土壤結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致黏粒含量增加，而退耕還草后可以防止水土流失。

2.2.2 土壤水穩(wěn)性團聚體含量及破壞率 土壤水穩(wěn)性團聚體是由有機質(zhì)膠結(jié)而成一種土壤有機—無機物質(zhì)的復(fù)合體,可以改善土壤結(jié)構(gòu),具有較高的穩(wěn)定性，對土壤的抗蝕性有很重要的作用。由圖1可知，研究區(qū)除耕地外，其他植被類型下水穩(wěn)性團聚體含量組成均以>5 mm，5～2 mm兩個粒級為主，尤其是>5 mm 粒級的水穩(wěn)性團聚體，平均含量可達30%以上，耕地顯著低于其他植被類型(p≤0.05)；而耕地主要以1～0.5 mm 粒級為主。說明耕作嚴(yán)重破壞大團聚體的形成，增大該區(qū)域水土流失的發(fā)生機率。不同植被類型下均表現(xiàn)為0.5～0.25 mm粒徑的含量都顯著低于其他粒徑的含量。耕地表現(xiàn)為隨著粒級減小,水穩(wěn)性團聚體含量呈先增加后減小的趨勢；其他4種植被類型表現(xiàn)為隨著粒級減小，水穩(wěn)性團聚體含量逐漸降低的趨勢。5種植被類型下相同粒級團聚體含量間存在一定差異，2～1 mm的粒級團聚體間差異不顯著；>5 mm，5～2 mm和水穩(wěn)性大團聚體含量，林地顯著大于耕地；1～0.5 mm和0.5～0.25 mm粒徑的水穩(wěn)性團聚體，耕地顯著大于林地。>0.25 mm水穩(wěn)定團聚體含量是土壤中最好的結(jié)構(gòu)體，其含量高低可以反映土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性與土壤質(zhì)量[21]。不同植被類型下，水穩(wěn)性大團聚體含量大小順序表現(xiàn)為：林地(89.65%)>荒草地(88.56%)>林草間作地(86.92%)>退耕還草地(83.77%)>耕地(76.67%)。相對于耕地，林地水穩(wěn)性大團聚體含量增加16.93%，說明研究區(qū)不同植被類型對水穩(wěn)性團聚體的影響較大。

注：不同小寫字母表示處理間在p<0.05水平上差異顯著。

圖1 不同植被類型土壤水穩(wěn)性團聚體各粒級含量的變化

由表3可知，土壤團聚體破壞率分析表明，耕地土壤團聚體破壞率最大，破壞率達20.89%，顯著大于其他植被類型，是林地土壤的2.35倍，一方面說明耕地土壤水穩(wěn)性團聚體的破壞嚴(yán)重,導(dǎo)致抗侵蝕性和保肥保水性能顯著降低,發(fā)生土壤侵蝕的幾率較大；另一方面說明林地土壤抗崩解能力較強，土壤顆粒水穩(wěn)性較好，土壤抗蝕性能好。

2.2.3 以微團聚體含量為基礎(chǔ)的土壤抗蝕性指標(biāo) 土壤微團聚體是由膠體凝聚土壤原生顆粒組成的，對土壤培肥和水土保持等方面具有重要的意義，常用來計算分散系數(shù)和團聚度等指標(biāo)，并作為土壤抗蝕性評價依據(jù)之一。 ①土壤結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)。土壤結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)反映土壤形成微團聚體的能力和穩(wěn)定性，值越大，說明土壤結(jié)構(gòu)性越好，土壤抗蝕性強[22]。由表3分析可知，不同植被類型土壤結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)(X4)的大小為林地最大，退耕還草地最小，說明林地的土壤抗蝕性最強。 ②團聚狀況。團聚狀況表示土壤顆粒的團聚程度，其值的大小與土壤抗蝕性強弱密切相關(guān)，值越大土壤抗蝕性越強。由表3可知，5種植被類型中土壤團聚狀況(X5)為林地(52.17%)、林草間作地(53.07%)、荒草地(56.50%)和退耕還草地(50.63%)顯著高于耕地(37.48%)，這與>0.25 mm水穩(wěn)性團聚體最低和團聚體破壞率最大一致，說明耕地受人為翻耕后，結(jié)構(gòu)性較差，團聚能力顯著降低，土壤抗性較弱。 ③分散率。分散率是以微團聚體分析中<0.05 mm粒級的含量與機械組成分析中0.05 mm粒級含量的比值表示，分散率越高，土壤的分散性越強，土壤抗蝕性越弱[23]。表3顯示，土壤分散率(X7)的大小排序為：耕地(53.84%)>退耕還草地(40.72%)>林地(39.03%)>林草間作地(37.23%)>荒草地(29.18%)，耕地顯著高于其它植被類型，說明耕地土壤抗蝕性能最差，受人為干擾影響較大，是水土流失治理的重點。

表3 不同植被類型的土壤抗蝕性指標(biāo)含量變化

注：數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差；不同小寫字母表示不同植被類型間土壤抗蝕性指標(biāo)間存在顯著差異(p≤0.05)。

2.3 不同植被類型土壤抗蝕性的綜合評價

對篩選的6個最佳指標(biāo)進行主成分分析，結(jié)果顯示，3個公因子的方差累積率分別為44.96%，32.15%，18.62%；特征值分別為2.69，1.93，1.12。不同樣地綜合主成分分值公式為：

PC=0.469PC1+0.336PC2+0.194PC3。

計算方法為:

PC=〔λ1/(λ1+λ2+λ3)〕PC1+

〔λ2/(λ1+λ2+λ3)〕PC2+

〔λ3/(λ1+λ2+λ3)〕PC3

式中：λ1，λ2，λ3——每個主成分對應(yīng)的特征值。然后用主成分線性函數(shù)計算不同植被類型樣地的主成分值(通過對初始因子載荷矩陣除以開方后相應(yīng)的特征根得到3個主成分的變量系數(shù))。主成分線性函數(shù)表達式為：

PC1=0.182X3+0.074X4+0.522X5-

0.500X7+0.488X8-0.447X10

PC2=0.653X3+0.678X4+0.107X5+

0.035X7-0.198X8+0.247X10

PC3=0.191X3+0.177X4-0.449X5-

0.519X7+0.450X8-0.507X10

在土壤抗蝕性的綜合評價中，綜合指數(shù)越高，土壤抗蝕性越強，綜合指數(shù)值是通過評價指標(biāo)標(biāo)準(zhǔn)化后與主成分分值的乘積相加計算的結(jié)果，正負(fù)值只表示相對大小，不表示實際意義，綜合值正和負(fù)只表示高于和低于平均水平，表示相對大小[11]。由表4可知，第1主成分各類型排名與綜合主成分排名一致,第2主成分和第3主成分稍有不同，通過3個主成分的綜合評價得到各植被類型下土壤抗蝕性順序為：林地>林草間作地>荒草地>退耕還草地>耕地。說明不同植被類型對土壤抗蝕性的影響較大，楸樹林自然恢復(fù)模式是增強喀斯特高原峽谷區(qū)土壤抗蝕性的一種有效方式。

表4 不同植被類型的土壤抗蝕性綜合指數(shù)

3 討論與結(jié)論

喀斯特高原峽谷區(qū)生態(tài)環(huán)境較脆弱，植被較少，土層薄，加上人類不合理的土地利用，水土流失強度大，土壤抗蝕性亦不同于常態(tài)地貌，因此，水土保持和生態(tài)恢復(fù)工作對該地區(qū)的發(fā)展起關(guān)鍵性的作用?？λ固氐貐^(qū)土壤的抗蝕性頗有研究，但土壤抗蝕性評價的指標(biāo)沒有統(tǒng)一化。前人對喀斯特地區(qū)土壤抗蝕性的研究結(jié)果中，有機質(zhì)、黏粒含量、結(jié)構(gòu)性顆粒指數(shù)、水穩(wěn)性大團聚體含量和水穩(wěn)性團聚體破壞率是表征土壤抗蝕性的最佳指標(biāo)，但本文得出有機質(zhì)不是表征土壤抗蝕性的主要指標(biāo)。Mallick等[24]通過對沙特阿拉伯地區(qū)的研究表明土壤有機質(zhì)含量與土壤可蝕性間不存在相關(guān)性,不能作為表征土壤抗蝕性的主要參數(shù)。本文研究結(jié)果與之類似。本研究結(jié)果表明，不同植被類型下土壤有機質(zhì)含量的變化表現(xiàn)為：林草間作地>荒草地>林地>退耕還草地>耕地，與土壤抗蝕性綜合指數(shù)的大小不一致?？赡艿脑蚴橇植蓍g作地和荒草地雖然地表枯枝落葉豐富，生物歸還量大，加上牲畜糞便在一定程度上也補充了有機質(zhì)，使得有機質(zhì)處于較高的水平，表層土壤內(nèi)根系和根系分泌物較多，增強土壤的團聚能力[25-26],但林草間作地和荒草地是近幾年才有不同程度的恢復(fù)，原先人為嚴(yán)重破壞了植被和土壤性狀，而一些土壤性狀的變化滯后于植被的生長，其退化后需較長的時間恢復(fù)[27]。該結(jié)果同時也解釋了林草間作和荒草地土壤黏粒含量、結(jié)構(gòu)性指數(shù)、水穩(wěn)性大團聚體含量均低于林地，團聚體破壞率高于林地的原因。本文得出團聚狀況和分散率也可以用來表征土壤抗蝕性，這與羅蘭花等[28]的研究結(jié)論相符，說明本研究得出的土壤抗蝕性最佳指標(biāo)有一定合理性。

本研究得出不同植被類型下土壤抗蝕性的強弱表現(xiàn)為：林地>林草間作地>荒草地>退耕還草地>耕地。與王佩將等[11]和李陽芳等[29]分別得出灌草叢和荒草地土壤抗蝕性最強的結(jié)果不一致。研究區(qū)為典型喀斯特高原峽谷區(qū)，主要以裸露型喀斯特為主，不合理的人類活動造成石漠化加劇，巖石大面積裸露。有林地主要以楸樹為優(yōu)勢種的自然恢復(fù)林地，林下土壤由于受人為擾動較小，林下還生長其它雜木和草本植物，結(jié)構(gòu)較為復(fù)雜，植被覆蓋率較高(表1)。林地的自然恢復(fù)能夠改善土壤理化性質(zhì)和提高植被根系密度，在很大程度上控制土壤可蝕性的變化[30]；同時還可以防止土壤水分蒸發(fā)，降低降雨對土壤結(jié)構(gòu)體的消散和機械打擊，并有效控制徑流對土壤的侵蝕[31]。有研究[32]表明，相對于香椿林和滇柏林，楸樹林能較好的改善土壤理化性質(zhì)，進一步說明楸樹林能增強土壤抗蝕性；但對喀斯特高原峽谷區(qū)土壤抗蝕性的影響機理還待進一步研究。

本研究區(qū)僅從有機膠體類、無機黏粒類和團聚體穩(wěn)定性等土壤理化性質(zhì)指標(biāo)進行土壤評價還存在許多不足，土壤侵蝕量是評價土壤侵蝕的重要指標(biāo)[33]。在喀斯特地區(qū)常采用退耕還林還草等方式增強土壤抗蝕性，而生物結(jié)皮能促進土壤發(fā)育，改善土壤理化屬性，防治土壤侵蝕。該方法在黃土高原干旱和半干旱地區(qū)已經(jīng)取得成效[34]。在喀斯特地區(qū)，大量具有耐旱、吸水性強、喜鈣等特征的石生蘚類與地衣和藻類等構(gòu)成大面積的生物結(jié)皮層[35]。因此，生物結(jié)皮增強喀斯特高原峽谷區(qū)土壤的抗蝕性可以作為下一步研究的方向。

綜上所述，林草間作模式能夠有效的提高土壤抗蝕性，但楸樹自然恢復(fù)林的抗蝕性更優(yōu)，建議該研究區(qū)在石漠化治理過程中，以增加楸樹林的面積，提高土壤抗蝕性，促進生態(tài)恢復(fù)和增強水土保持功能。本研究僅對喀斯特高原峽谷區(qū)不同植被類型土壤抗蝕性的一般規(guī)律作了初步研究，缺少與土壤侵蝕量相結(jié)合做相關(guān)研究，結(jié)果沒能夠解釋土壤抗蝕性的機制過程，今后還需深入研究。