喀斯特區(qū)石漠化治理對(duì)土壤水分-物理性狀的影響
——以黔中杠寨小流域?yàn)槔?/h1>
2020-06-06 08:18:08侯貽菊崔迎春趙文君丁訪軍
中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào) 2020年5期
侯貽菊，李 倩，崔迎春，趙文君，楊 濱，丁訪軍，朱 軍，吳 鵬
（1.貴州省林業(yè)科學(xué)研究院，貴州 貴陽 550005；2.貴州省水利投資（集團(tuán)）有限責(zé)任公司，貴州 貴陽 550002）
貴州地處我國亞熱帶高原山區(qū)，屬于西南喀斯特中心，喀斯特發(fā)育強(qiáng)烈，面積占全省面積的73.8%，是世界上喀斯特面積最大、分布最集中的地區(qū)[1-2]?？λ固貐^(qū)因其特殊的地質(zhì)氣候環(huán)境和人類不合理的經(jīng)濟(jì)社會(huì)活動(dòng)，生態(tài)環(huán)境日趨惡化，進(jìn)而演變成喀斯特石漠化現(xiàn)象[3]?？λ固厥瘏^(qū)巖石裸露率高，土壤瘠薄，土地生產(chǎn)力低下，嚴(yán)重制約了喀斯特地區(qū)經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展，是我國西部大開發(fā)中生態(tài)建設(shè)所面臨的重大生態(tài)環(huán)境問題之一，已成為我國西南喀斯特山區(qū)可持續(xù)發(fā)展的主要障礙之一[4-6]。近年來，通過退耕還林、封山育林、種植適生經(jīng)濟(jì)作物、生態(tài)移民等措施，部分地區(qū)的石漠化治理工作取得了一定成效，為西南喀斯特石漠化治理奠定了一定的基礎(chǔ)，但依然存在很多問題亟需面對(duì)與解決[7-10]。喀斯特區(qū)石漠化治理的首要任務(wù)是恢復(fù)生態(tài)環(huán)境，而改善土壤水分-物理性狀是提高土壤質(zhì)量、恢復(fù)生態(tài)環(huán)境的重要前提[11-12]。當(dāng)前，針對(duì)喀斯特區(qū)的土壤效應(yīng)已進(jìn)行了一些研究[13-15]，但綜合考慮在不同石漠化程度、不同工程治理措施以及不同植被恢復(fù)類型等條件下，對(duì)其土壤進(jìn)行長期、連續(xù)的監(jiān)測研究則比較少見。因此，本研究選取了黔中喀斯特區(qū)杠寨小流域?yàn)閷?shí)驗(yàn)區(qū)，分別于2009年、2012年和2018年進(jìn)行實(shí)地監(jiān)測，通過分析比較不同石漠化程度下各工程治理措施和植被類型以及不同土層深度土壤水分-物理性狀的時(shí)空動(dòng)態(tài)變化規(guī)律，旨在科學(xué)評(píng)價(jià)石漠化綜合治理的土壤效應(yīng)，為喀斯特地區(qū)生態(tài)恢復(fù)以及石漠化綜合治理提供理論依據(jù)。
1 材料與方法
1.1 研究區(qū)概況
研究區(qū)位于貴州省開陽縣高寨苗族布依族鄉(xiāng)杠寨小流域， 流域面積3 020.15 hm2，屬烏江水系的支流清水江流域；地理位置為107°70′～117°00′E，26°51′～26°55′N，平均海拔600 ～1 350 m，年平均氣溫11.6 ～15.3 ℃，年無霜期250 d 左右，年降水量約為1 200 mm，雨熱同期，雨量充沛。地貌類型以丘原山地為主，土壤主要為地帶性黃壤。石漠化面積1 179.85 hm2， 其中輕度、中度和重度石漠化分別占流域石漠化面積的45.36%、40.48%和14.16%，石漠化程度較高。森林覆蓋率為35%，植被屬亞熱帶常綠闊葉林和常綠針葉闊葉混交林[16-17]。喬木樹種主要有馬尾松Pinus massoniana、華山松Pinus armandii、 杉木Cunninghamia lanceolata等；灌木植物有白櫟Quercus fabri、 麻 櫟Quercus acutissima、 小果南燭Lyonia ovalifoliavar.elliptica、小果薔薇Rosa cymosa、火棘Pyracantha fortuneana、山胡椒Lindera glauca、鹽膚木Rhus chinensis等；草本植物有菜蕨Callipteris esculenta、狗脊蕨Woodwardia japonica、三脈紫菀Aster ageratoides、苔草Carex tristachya、貫眾Cyrtomium fortune、茅草Imperata cylindrical等。另外，還有核桃Juglans regia、桃Amygdalus persica、李Prunus salicina等一些經(jīng)果林。
1.2 研究方法
1.2.1 不同石漠化程度的劃分
本文參考熊康寧等[18]、陳起偉等[19]的研究成果，將杠寨小流域內(nèi)的固定監(jiān)測樣地分別劃分為非石漠化、潛在石漠化、輕度石漠化、中度石漠化和重度石漠化等5 個(gè)不同石漠化程度。
1.2.2 樣地設(shè)置
在野外踏查的基礎(chǔ)上，基于不同石漠化程度，并結(jié)合不同工程治理措施（退耕還林、封山育林、荒山造林以及天然次生林等）以及不同植被類型（闊葉林、針葉林、針闊混交林、經(jīng)果林和灌木林），設(shè)置了面積為20 m×20 m 的固定監(jiān)測樣地，共計(jì)15 個(gè)，各樣地點(diǎn)具體位置見圖1。
圖1 樣地點(diǎn)位置Fig.1 Location of the sample plots
1.2.3 樣地調(diào)查
用手持GPS 和羅盤儀分別測量并記錄各樣地的經(jīng)緯度、海拔、坡度，用目測法估測其坡位、郁閉度、灌草蓋度以及巖石裸露率等生境因子；對(duì)樣地內(nèi)各小樣方胸徑5 cm 以上的喬木進(jìn)行每木檢尺，并記錄樹種、樹高、胸徑、冠幅、郁閉度等因子；同時(shí)記錄每個(gè)小樣方內(nèi)灌木和草本的種類、株（叢）數(shù)、地徑、株高（長度）、蓋度等因子；樣地基本概況見表1。
1.2.4 土壤采集與測定
于2009年、2012年和2018年分別進(jìn)行采集，在每個(gè)固定樣地內(nèi)沿坡面從左到右等間距布設(shè)3個(gè)土壤剖面，按0 ～10、10 ～20、20 ～40 cm等不同土層深度分別記錄其土壤顏色、結(jié)構(gòu)、質(zhì)地、松緊度、濕潤度、根量、石礫含量等因子，并于每層采集相應(yīng)的土壤環(huán)刀，以供測量土壤的水分-物理性狀。
表1 樣地基本概況?Table 1 Basic situation of sample plots
土壤容重、孔隙度、持水量等指標(biāo)的測定采用環(huán)刀法《LY/T1215—1999》，土壤滲濾率的測定采用滲濾筒法《LY/T1218—1999》。
1.3 數(shù)據(jù)處理
采用Excel 2010、SPSS 22.0 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。
采用CANOCO 4.5 軟件研究土壤水分—物理性狀的影響因子，由于本研究中土壤水分-物理性狀的最大排序軸梯度長度均小于3，故采用線性響應(yīng)模型中的冗余分析法（RDA）[20]；另外，由于監(jiān)測年份、石漠化程度、工程治理措施、植被類型、土層深度、坡度等影響因子均為形式變量，故2009年、2012年和2018年等不同監(jiān)測年份分別賦值為1、2、3；闊葉林、針闊混交林、針葉林、經(jīng)果林和灌木林等不同植被類型分別賦值為1 ～5；荒山造林、退耕還林和封山育林等不同工程治理措施分別賦值為2、3、4，天然次生林（麻櫟林）作為對(duì)照（CK），賦值為1；潛在、輕度、中度和重度等不同石漠化程度分別賦值為2、3、4、5，非石漠化作為對(duì)照（CK），賦值為1；0 ～10、10 ～20、20 ～40 cm 等不同土層深度分別賦值為1、2、3；＜5°、6°～15°、16°～25°和＞25°等不同坡度分別賦值為1、2、3、4。用蒙特卡羅置換檢驗(yàn)來檢驗(yàn)約束排序模型的顯著性并定量評(píng)價(jià)解釋變量（自變量）對(duì)響應(yīng)變量（因變量）的影響程度[21]；對(duì)量綱不同的數(shù)據(jù)排序前應(yīng)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理[22]。排序圖的解讀見文獻(xiàn)[23]。
2 結(jié)果與分析
2.1 不同石漠化程度土壤的水分-物理性狀
2.1.1 不同石漠化程度土壤容重及土壤孔隙度
圖2 不同石漠化程度土壤容重及孔隙度Fig.2 Soil density and soil porosity in different rocky desertification degrees
由圖2 可知，在時(shí)間尺度上，除潛在石漠化以外，其余石漠化程度的土壤容重隨治理年限的增加均表現(xiàn)為先增加后降低；2018年的土壤容重，重度、輕度、中度和潛在石漠化較非石漠化分別增加了20.72%、18.02%、16.21%、10.81%，且重度、輕度、中度石漠化均與非石漠化差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，土壤容重隨土層深度的加深而增大；且20 ～40 cm 深度的土壤容重均顯著大于0 ～10 cm（輕度石漠化除外），而10 ～20 cm 與0 ～10 cm 的土壤容重在非、潛在和中度石漠化間均達(dá)到顯著差異（P＜0.05）（表2）。
表2 不同石漠化程度下土壤水分-物理性狀多重分析?Table 2 The multiple analysis of soil moisture-physical characteristics in different rocky desertification degrees
隨著治理年限的增加，不同石漠化程度的非毛管孔隙度基本上均呈降低趨勢(shì)，且2009年的非石漠化和輕度石漠化均要顯著高于2018年（P＜ 0.05），而潛在石漠化的在不同監(jiān)測年份間差異均顯著（P＜0.05）；2018年非毛管孔隙度表現(xiàn)為：非石漠化＞中度＞重度＞潛在＞輕度。隨著治理年限的增加，非石漠化和潛在石漠化的毛管孔隙度呈增加趨勢(shì)，而輕度、中度、重度石漠化則均表現(xiàn)為先降低后增加；2018年非石漠化、潛在、中度石漠化的毛管孔隙度均顯著高于2009年和2012年（P＜0.05）?？偪紫抖瘸凉撛谑酝?，其余均表現(xiàn)為先降低后增加。2018年毛管孔隙度、總孔隙度均表現(xiàn)為非石漠化＞中度＞潛在＞輕度＞ 重度，且非石漠化與輕度、重度石漠化間存在顯著差異（P＜0.05）。在空間尺度上，不同石漠化程度土壤非毛管、毛管、總孔隙度隨著土層深度的增加而減小，中度和重度石漠化20 ～40 cm 非毛管孔隙度顯著低于0 ～10 cm，總孔隙度在0 ～ 10 cm 與20 ～40 cm 間均存在顯著（P＜0.05）或極顯著差異（P＜0.01）（輕度石漠化除外）。
2.1.2 不同石漠化程度下的土壤水分特性
研究表明，不同石漠化程度土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、毛管持水量和田間持水量對(duì)石漠化治理年限的響應(yīng)不同（圖3），土壤質(zhì)量含水量表現(xiàn)為先降低后增加；最大持水量和田間持水量均表現(xiàn)為先降低后增加（潛在石漠化分別表現(xiàn)為連續(xù)降低、連續(xù)增加）；毛管持水量在非石漠化和潛在石漠化表現(xiàn)為連續(xù)增加趨勢(shì)，在輕度、中度、重度石漠化表現(xiàn)為先降低后增加。其中，中度石漠化表現(xiàn)為2009年顯著高于2012年和2018年；毛管持水量和田間持水量均表現(xiàn)為輕度石漠化程度下2018年顯著高于2012年。在空間尺度上，2018年均表現(xiàn)為非石漠化＞中度＞潛在＞輕度＞重度（田間持水量表現(xiàn)為重度＞輕度），非石漠化跟各程度石漠化土壤差異顯著（P＜0.05）（潛在石漠化除外）（表2）；不同土層深度間土壤持水特性變化趨勢(shì)明顯，都隨土層深度增加而逐漸減少。就土壤最大持水量而言，0 ～10 cm 顯著高于20 ～40 cm（輕度石漠化除外），土壤質(zhì)量含水量僅在非石漠化和潛在石漠化0 ～10 cm 與20 ～40 cm 間存在顯著差異（P＜0.05），土壤毛管持水量在潛在石漠化和重度石漠化0 ～10 cm與20 ～40 cm 間亦存在顯著差異（P＜0.05），土壤田間持水量僅潛在石漠化0 ～10 cm 與20 ～40 cm 間存在顯著差異（P＜0.05）。
圖3 不同石漠化程度的土壤水分特性Fig.3 Soil moisture characteristics in different rocky desertification degrees
2.1.3 不同石漠化程度土壤滲濾率
從圖4 可以看出，在時(shí)間尺度上，除了重度石漠化，其余程度石漠化土壤初始滲濾率均呈逐年增加趨勢(shì)；土壤穩(wěn)定滲濾率除了輕度石漠化，均表現(xiàn)為先降低后增加。在空間尺度上，2018年土壤初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率在不同石漠化程度表現(xiàn)出相同的大小關(guān)系，非石漠化＞中度＞潛在＞重度＞輕度，其中，輕度石漠化顯著低于非石漠化 （P＜0.05）；在不同土層之間，土壤初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率均呈逐層減小趨勢(shì)，潛在石漠化初始滲濾率0 ～10 cm 層顯著高于20 ～40 cm層，輕度石漠化20 ～40 cm 層顯著低于0 ～10、10 ～20 cm 層；潛在石漠化穩(wěn)定滲濾率在不同土層之間差異極顯著（P＜0.01），輕度石漠化0 ～ 10 cm 層顯著高于10 ～20、20 ～40 cm 層。
2.2 不同工程治理措施下的土壤水分-物理性狀
2.2.1 不同工程治理措施下的土壤容重及孔隙度
由圖5 可以看出，在時(shí)間尺度上，不同工程治理措施下土壤容重隨石漠化治理年限的增加所產(chǎn)生的變化不同，天然次生林先減小后增加，荒山造林逐年減小，退耕還林和封山育林表現(xiàn)為先增加后減小，除封山育林在石漠化治理前期（2009—2012年）顯著增加外（增加了36.56%），其余措施變化程度不大；在空間尺度上，2018年土壤容重在各工程治理措施間表現(xiàn)為退耕還林＞天然次生林＞封山育林＞荒山造林，且退耕還林與荒山造林之間存在顯著差異（P＜0.05）。土壤容重隨著土層深度的增加呈現(xiàn)不同程度的增加趨勢(shì)（封山育林除外），且0 ～10 cm 層與20 ～40 cm 層的土壤容重存在顯著差異（P＜0.05）（表3）。
在時(shí)間尺度上，隨著治理年限的增加，不同工程治理措施下土壤總孔隙度和毛管孔隙度呈增加趨勢(shì)（退耕還林先減小后增加），天然林、荒山造林、封山育林措施下毛管孔隙度治理后期（2012—2018年）顯著增加；2018年土壤總孔隙度和毛管孔隙度均表現(xiàn)為：荒山造林＞封山育林＞天然次生林＞ 退耕還林，且土壤總孔隙度在荒山造林和退耕還林間差異顯著（P＜0.05），退耕還林下土壤毛管孔隙度顯著低于荒山造林和封山育林。土壤非毛管孔隙度隨著治理年限的增加而逐漸降低，天然次生林、荒山造林、封山育林措施下毛管孔隙度治理后期（2012—2018年）顯著降低；2018年土壤非毛管孔隙度表現(xiàn)為荒山造林＞封山育林＞ 退耕還林＞天然次生林，且在天然次生林和荒山造林間差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，隨著土層深度的增加，土壤毛管-非毛管-總孔隙度均呈減小趨勢(shì)，差異不顯著（P＞0.05）。
2.2.2 不同工程治理措施下的土壤持水特性
圖4 不同石漠化程度的土壤滲濾率Fig.4 Soil percolation in different rocky desertification degrees
不同工程治理措施對(duì)土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、毛管持水量和田間持水量產(chǎn)生一定的影響（圖6），在時(shí)間尺度上，土壤質(zhì)量含水量隨治理年限變化表現(xiàn)為先降低后增加（荒山造林先增加后降低），且天然林措施下治理后期（2012—2018年）顯著增加，退耕還林措施下治理前和治理后差異不顯著（P＞0.05）；毛管持水量呈逐年增加趨勢(shì)（退耕還林表現(xiàn)為先降低后增加）；最大持水量在荒山造林和封山育林下逐年增加，在天然次生林下先增加后降低，在退耕還林下先降低后增加；田間持水量在天然次生林和封山育林下呈現(xiàn)逐年增加趨勢(shì)，在人工造林下先降低后增加，年間多重比較結(jié)果與質(zhì)量含水量相同。在空間尺度上，2018年均表現(xiàn)為荒山造林＞封山育林＞天然次生林＞退耕還林，且荒山造林與退耕還林差異顯著 （P＜0.05）；不同工程治理措施下土壤水分特性在不同土層深度之間呈降低趨勢(shì)，與0 ～10 cm 相比，荒山造林和封山育林10 ～20、20 ～40 cm 土壤最大持水量分別降低了26.6%、44.2%和46.7%、59.0%，天然次生林和退耕還林20 ～40 cm 土壤最大持水量分別降低了26.3%和25.3%。
2.2.3 不同工程治理措施土壤滲濾率
圖7 表明，在時(shí)間尺度上，不同工程治理措施的年際變化不同：天然次生林表現(xiàn)為先增加后減??；荒山造林土壤滲透系數(shù)總體呈增加趨勢(shì)，初始滲濾率逐年增加，穩(wěn)定滲濾率在治理前期有小幅較少，后期大幅增加；退耕還林和封山育林的土壤滲透系數(shù)均表現(xiàn)為逐年增加趨勢(shì)，且封山育林初始滲濾率2018年（6.98 mm/min）極顯著大于2009年和2012年（0.83、1.16 mm/min）。 空間尺度上，2018年初始滲濾率、穩(wěn)定滲濾率均表現(xiàn)為荒山造林＞封山育林＞退耕還林＞天然次生林；隨著土層深度的增加，土壤滲濾系數(shù)呈減小趨勢(shì)，天然次生林和荒山造林0 ～10 cm 層顯著高于10 ～20、20 ～40 cm 層。
2.3 不同植被恢復(fù)類型的土壤水分-物理性狀
2.3.1 不同植被恢復(fù)類型土壤容重及孔隙度
Huang等［6］發(fā)現(xiàn)足弓的正常維持63%由骨性結(jié)構(gòu)提供，其中內(nèi)側(cè)縱弓占有重要位置。Jameson等［7］認(rèn)為：足舟骨位于足弓的頂端，是內(nèi)側(cè)縱弓最重要的骨性結(jié)構(gòu)，它對(duì)足弓垂直方向應(yīng)力的維持起關(guān)鍵作用。舟骨壞死后引起足弓塌陷，足弓功能喪失，從而出現(xiàn)疼痛等癥狀。足舟骨壞死合并足弓塌陷時(shí)，頂點(diǎn)降低，跟骨傾斜角會(huì)相應(yīng)減小，距骨頭相對(duì)上抬，使距骨-跟骨角減小。加上患者長時(shí)間的平足負(fù)重狀態(tài)，導(dǎo)致軟組織的松弛，單純行髂骨取骨植骨、距-舟-楔關(guān)節(jié)融合術(shù)只能部分恢復(fù)足弓的高度及應(yīng)力傳導(dǎo)曲線，而不能很好的恢復(fù)跟骨傾斜角，使得足踝部生物力學(xué)有異于正常足，這可能是部分患者術(shù)后存在輕度或中度步態(tài)異常及行走疼痛的原因。
圖8 表明，在時(shí)間尺度上，不同植被恢復(fù)類型下，土壤容重隨著治理年限的增加表現(xiàn)為先增加后降低（闊葉林先降低后增加），總體差異不顯著（P＞0.05）。在空間尺度上，2018年則表現(xiàn)為經(jīng)果林＞針闊混交林＞闊葉林＞灌木林＞針葉林，且不同植被類型間差異顯著（P＜0.05）（灌木林同針葉林、闊葉林差異不顯著）；隨著土層深度的增加，土壤容重逐漸增大，與0 ～10 cm相比，闊葉林、針葉林、針闊混交林、灌木林20 ～40 cm 的土壤容重增加了13.6%、23.1%、12.4%、19.4%，差異顯著（P＜0.05）；針葉林、灌木林10 ～20 cm 的土壤容重比0 ～10 cm 分別增加了14.4%、20.4%，均存在顯著差異（P＜0.05）（表4）。
圖6 不同工程治理措施下土壤持水特性Fig.6 Soil moisture characteristics under different engineering measures
圖7 不同工程治理措施的土壤滲透系數(shù)Fig.7 Soil percolation under different engineering measures
從圖8 可以看出，在時(shí)間尺度上，非毛管孔隙度逐年降低（針闊混交林先降低后增加），毛管孔隙度逐年增大（針闊混交林先降低后增大），總孔隙度先減小后增大（闊葉林除外），除經(jīng)果林外，2018年均與2009年差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，2018年非毛管孔隙度表現(xiàn)為針葉林＞ 針闊混交林＞經(jīng)果林＞灌木林＞闊葉林，且針葉林與其他植被恢復(fù)類型差異顯著（P＜0.05）（灌木林除外）；毛管孔隙度表現(xiàn)為灌木林＞針葉 林＞闊葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林，且針葉林、闊葉林、灌木林間兩兩差異顯著（P＜0.05）；總孔隙度表現(xiàn)為針葉林＞灌木林＞闊葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林，闊葉林、經(jīng)果林、灌木林間兩兩差異顯著（P＜0.05）。土壤非毛管、毛管、總孔隙度均隨土層深度的增加而減少，且闊葉林、針葉林、灌木林20 ～40cm 總孔隙度顯著低于0 ～10 cm。
圖8 不同植被恢復(fù)類型下的土壤容重及孔隙度Fig.8 Soil density and porosity under different vegetation restoration types
2.3.2 不同植被恢復(fù)類型的土壤持水特性
從圖9 可以看出，不同植被恢復(fù)類型土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、毛管持水量和田間持水量隨著治理年限的增加表現(xiàn)出的變化規(guī)律基本一致，即先降低后增加（經(jīng)果林質(zhì)量含水量呈降低趨勢(shì)，闊葉林最大持水量呈先增加后降低，闊葉林毛管、田間持水量呈逐年增加趨勢(shì)），其中，針闊林土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、田間持水量和闊葉林質(zhì)量含水量在治理年限間差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，2018年土壤持水特性在不同植被恢復(fù)類型下均表現(xiàn)為針葉林＞灌木林＞闊葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林（土壤質(zhì)量含水量表現(xiàn)為灌木林＞針葉林），且針葉林和經(jīng)果林間土壤持水特性均呈現(xiàn)顯著差異（P＜0.05）；不同植被恢復(fù)類型下土壤持水特性隨著土層深度的增加均表現(xiàn)出明顯的遞減規(guī)律（灌木林的質(zhì)量含水量和最大持水量有所不同），其中，闊葉林20 ～40 cm 土壤最大持水量，針葉林20～40 cm土壤質(zhì)量含水量和最大持水量、毛管持水量，經(jīng)果林和灌木林20 ～40 cm 最大持水量、毛管持水量等均顯著低于0 ～10 cm。
2.3.3 不同植被恢復(fù)類型下土壤滲濾率
由圖10 可知，時(shí)間尺度上，不同植被恢復(fù)類型土壤滲濾率均隨著石漠化治理年限的增加總體呈增大趨勢(shì)（闊葉林先增加后減?。?，其中，灌木林2018年初始滲濾率顯著高于2009年和2012年。在空間尺度上，2018年土壤初始滲濾率在不同植被恢復(fù)類型下表現(xiàn)為灌木林＞針葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林＞闊葉林，穩(wěn)定滲濾率表現(xiàn)為針葉林＞灌木林＞經(jīng)果林＞針闊混交林＞闊葉林；土壤滲濾率隨著土層深度的增加逐漸減小（經(jīng)果林和針闊混交林有所不同），闊葉林的初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率0 ～10 cm 層顯著高于20 ～ 40 cm 層，其余土層間差異不顯著（P＞0.05）。
2.4 監(jiān)測年限、石漠化程度、工程措施等對(duì)土壤水分-物理性狀的影響
采用RDA 法分析了監(jiān)測年限、植被類型、工程措施、石漠化程度、土層深度以及坡度等因子對(duì)土壤水分-物理性狀的影響程度。由表5 可知，在RDA 排序中，土壤水分-物理性狀與影響因子第1、2 軸的相關(guān)系數(shù)分別為0.764 和0.776，而第1 軸與第2 軸相關(guān)系數(shù)僅為0.058 5，表明兩軸幾乎垂直，其排序結(jié)果是可信的；它在第1 軸、第2軸的解釋程度分別為44.60%和7.40%，可累計(jì)解釋其總信息量的52.00%，與影響因子關(guān)系的累計(jì)解釋量達(dá)到97.70%。
表4 不同植被恢復(fù)類型土壤水分-物理性狀的多重分析Table 4 The multiple analysis of soil moisture-physical characteristics under different vegetational restoration types
圖9 不同植被恢復(fù)類型土壤的水分特性Fig.9 Soil moisture characteristics under different vegetation restoration types
圖10 不同植被恢復(fù)類型土壤的滲透率Fig.10 Soil percolation under different vegetation restoration types
通過進(jìn)一步分析土壤水分-物理性狀與其影響因子的RDA 排序（圖11），結(jié)果表明：監(jiān)測年限（2009年→2012年→2018年）與土壤最大持水量、毛管持水量、田間持水量、毛管孔隙度、總孔隙度、初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率均呈正相關(guān)，與非毛管孔隙度呈負(fù)相關(guān)，而與土壤容重、土壤質(zhì)量含水量相關(guān)性較小（MT 在SBD、SWC 的投影點(diǎn)在原點(diǎn)附近）。工程治理措施（天然次生林（CK）→荒山造林→退耕還林→ 封山育林）、石漠化程度（非石漠化（CK）→潛在石漠化→輕度石漠化→中度石漠化→重度石漠化）和土層深度（0 ～10 cm →10 ～20 cm → 20 ～40 cm）與土壤容重均呈正相關(guān)，而與其余土壤水分-物理性狀指標(biāo)均呈負(fù)相關(guān)；坡度（＜5°→6°～15°→16°～25°→＞25°）與其的相關(guān)性則正好相反。而植被類型（闊葉 林→針闊混交林→針葉林→經(jīng)果林→灌木林）與各土壤水分-物理性狀指標(biāo)的相關(guān)性均較?。╒T在各指標(biāo)的投影點(diǎn)均在原點(diǎn)附近）。
表5 RDA 排序前2 軸的基本特征Table 5 General characteristics of the first two axis of RDA ordination
圖11 監(jiān)測年限、植被類型、石漠化程度及工程措施等與土壤水分-物理性狀的RDA 排序Fig.11 RDA ordination of monitor time, vegetation types,rocky desertification degrees, engineering measures and soil moisture physical characteristics
通過蒙特卡羅置換檢驗(yàn)，結(jié)果（表6）表明：土層深度和坡度是影響該小流域土壤水分-物理性狀的主要因素，對(duì)其影響均達(dá)到極顯著水平 （P＜0.01）， 可 分 別 解 釋 它 的39.10% 和26.32%；其次分別是監(jiān)測年限（18.05%）、石漠化程度（11.65%）和工程措施（3.20%），對(duì)其影響也均達(dá)到顯著（P＜0.05）或極顯著水平 （P＜0.01）；植被類型（1.69）對(duì)其影響最小 （P＞0.05）。
表6 監(jiān)測年限、植被類型、石漠化程度、工程措施等對(duì)土壤水分-物理性狀的解釋程度Table 6 Interpretation degree ofsoil soil moisture physical characteristics in monitor time, vegetation types,extent of rocky desertification, and engineering measures
3 結(jié)論與討論
3.1 討 論
石漠化的形成是一個(gè)長期而復(fù)雜的過程，石漠化的治理更是一個(gè)緩慢而艱難的任務(wù)。本研究發(fā)現(xiàn)，不同石漠化程度土壤容重隨著石漠化治理年限表現(xiàn)為先增加后減小，土壤穩(wěn)定滲濾率呈現(xiàn)先降低后增加，總體呈增加趨勢(shì)（重度石漠化除外），表明實(shí)驗(yàn)區(qū)土壤板結(jié)持續(xù)惡化的現(xiàn)狀有所緩解，石漠化治理初見成效。土壤非毛管孔隙度總體呈降低趨勢(shì)，總孔隙度表現(xiàn)為先降低后增加，非毛管孔隙度占總孔隙度的比重逐漸降低，前期（2009—2012年）降低幅度較大，分別從20%（非、潛在石漠化）、13%（輕度、中度、重度石漠化）下降到10%、7%，后期（2012—2018年）降低幅度較小，在3%左右，這可能是因?yàn)槭卫砬捌谑苋藶楦蓴_因素較大，造成土壤一定程度的板結(jié)而導(dǎo)致的。土壤質(zhì)量含水量隨著治理年限的增加表現(xiàn)為先降低后增加，主要原因是治理前期（2009—2012年）植被覆蓋度增大使蒸騰作用變強(qiáng)，地表枯落物增多使水分滲入減少[24]。2018年，隨著石漠化程度的加深，土壤容重逐漸增大，孔隙度和滲濾率逐漸減小，持水能力逐漸降低，這與汪明沖等[14]的研究結(jié)果基本一致。其中輕度石漠化土壤狀況較中度、重度石漠化更差，表明隨著石漠化程度加重，土壤的物理性狀表現(xiàn)為一個(gè)先變差后改善的過程，這與李開萍等[13]、溫培才等[24]的研究結(jié)果一致。
在不同工程治理措施下，隨著治理年限的增加，土壤物理性狀均得到了不同程度的改善?；纳皆炝趾?，土壤物理性狀得到了有效改善，土壤容重明顯減小，孔隙度、滲濾系數(shù)逐漸增大，持水能力逐漸增強(qiáng)，這可能與所選造林樹種（馬尾松、華山松等）有關(guān)，其適應(yīng)性較強(qiáng)，郁閉較快，枯落物、微生物等快速增加，加上根系對(duì)土壤的改造作用，使地力得到較快的恢復(fù)。封山育林和天然更新后林下植被逐漸豐富，群落多樣性增大，受枯落物、微生物、土壤內(nèi)動(dòng)物等的影響，土壤環(huán)境得到一定的改善。退耕還林較其它工程措施的改善狀況最不明顯，是因?yàn)橥寥酪唤?jīng)開墾，并連續(xù)耕作之后土壤物理環(huán)境受影響破壞較大，加之土壤物理性狀的改善具有長期性、緩慢性的特點(diǎn)，導(dǎo)致在治理過程中恢復(fù)較慢[25]。
不同植被恢復(fù)類型下針葉林、針闊混交林和灌木林的改善狀況較闊葉林和經(jīng)果林明顯，這是因?yàn)橹脖活愋筒煌?，其種類組成和群落結(jié)構(gòu)也存在差異，對(duì)土壤理化性質(zhì)會(huì)產(chǎn)生不同的影響[26-28]。謝憲麗等[29]研究發(fā)現(xiàn)，植被類型在一定區(qū)域內(nèi)決定著枯落物及根系分泌物的質(zhì)量和數(shù)量，進(jìn)而對(duì)土壤理化性質(zhì)產(chǎn)生影響。本研究中，針葉林、針闊混交林、灌木林都是由2 種以上樹種組成的混交林分，群落結(jié)構(gòu)相對(duì)復(fù)雜，植物蓋度較大，林地表層枯落物較豐富，地下根系生長發(fā)育較好，枯落物的分解和根系分泌物的增加能促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)富集，使土壤動(dòng)物和微生物活動(dòng)更活躍，進(jìn)而使得土壤顆粒排列疏松，容重變小，孔隙度增大，透水性增加[30]，因而對(duì)石漠化土壤恢復(fù)的效果更明顯。灌木林（刺藤、火棘等）受其獨(dú)特生物特性的保護(hù)，樣地受人為因素影響較小，凋落物得到有效的積累，腐殖質(zhì)增多，土壤中有機(jī)質(zhì)含量增多，土壤動(dòng)物和微生物活動(dòng)增強(qiáng)，致使土壤物理性狀得到恢復(fù)。闊葉林和經(jīng)果林均由單一樹種構(gòu)成，群落結(jié)構(gòu)相對(duì)單一，因而土壤改善狀況較小。
研究發(fā)現(xiàn)，不同土層深度間，表層土壤容重最小，孔隙度最大，含水量最高，且3 個(gè)土層間差異顯著（P＜0.05），這與景宜然等[31]的研究結(jié)果略有不同，他們的研究結(jié)果顯示不同石漠化程度土壤容重隨土層深度的增加呈現(xiàn)不同的變化趨勢(shì)，輕度與重度石漠化土壤容重隨著土層的加深而逐漸增大，中度石漠化隨土層的加深呈現(xiàn)較高—低—高的規(guī)律，這可能與所取土層深度及分層方式有關(guān)，該研究取土深度為0 ～15、15 ～30、30 ～45 cm，再加上兩者實(shí)驗(yàn)樣地所處地理位置、環(huán)境條件等本身也存在差異，因而造成研究結(jié)果有所不同的現(xiàn)象。
本次研究從2009—2018年監(jiān)測總跨度超過 10 a，數(shù)據(jù)結(jié)果具有一定的科學(xué)性，但中間調(diào)查年份選擇在2012年，致使治理前期和治理后期的間隔年限不一樣，有可能會(huì)對(duì)研究結(jié)果產(chǎn)生一定的影響，下一步打算在2024年再開展一次調(diào)查取樣，在保證治理間隔年限相同的前提下進(jìn)一步分析比較，更系統(tǒng)更科學(xué)地為喀斯特區(qū)石漠化治理提供理論依據(jù)。
3.2 結(jié) 論
在時(shí)間尺度上，研究區(qū)經(jīng)過一定措施的治理，雖然部分指標(biāo)在治理前期存在改善不明顯甚至略有惡化的情況，但是整體上土壤水分-物理性狀均得到了改善。在空間尺度上，不同工程治理措施，以荒山造林和封山育林土壤改善最明顯，退耕還林土壤性質(zhì)恢復(fù)較慢；不同石漠化程度間，土壤水分-物理性狀以非石漠化最好，中度和重度石漠化因水土流失減弱、巖石的集聚效應(yīng)[32]等，土壤質(zhì)量得到改善，輕度石漠化最差；從植被恢復(fù)類型來看，針葉林、針闊混交林和灌木林的改善狀況優(yōu)于闊葉林和經(jīng)果林；不同土層深度間，表層土壤因地位優(yōu)勢(shì)，微生物種類豐富，加之根系較發(fā)達(dá)，物理性狀的改善優(yōu)于深層土壤，且差異顯著（P＜0.05）。眾多影響因子對(duì)區(qū)域土壤水分-物理性狀的解釋程度以土層深度（39.10%）和坡度（26.32%）最大，其次是監(jiān)測年限（18.05%）、石漠化程度（11.65%）和工程措施（3.20%），最小的是植被類型（1.69%）。因此，石漠化綜合治理要防治結(jié)合，“防”要減少人為干擾，加強(qiáng)人力管護(hù)，促進(jìn)植被恢復(fù)，防止水土流失；“治”要采取有效的工程措施，結(jié)合區(qū)域石漠化程度和植被恢復(fù)類型情況，營造或恢復(fù)喬-灌-草混交林，增加區(qū)域植物多樣性，保肥保土，最終達(dá)到改善土壤水分-物理性狀、恢復(fù)生態(tài)環(huán)境的目的。
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侯貽菊，李 倩，崔迎春，趙文君，楊 濱，丁訪軍，朱 軍，吳 鵬
（1.貴州省林業(yè)科學(xué)研究院，貴州 貴陽 550005；2.貴州省水利投資（集團(tuán)）有限責(zé)任公司，貴州 貴陽 550002）
貴州地處我國亞熱帶高原山區(qū)，屬于西南喀斯特中心，喀斯特發(fā)育強(qiáng)烈，面積占全省面積的73.8%，是世界上喀斯特面積最大、分布最集中的地區(qū)[1-2]?？λ固貐^(qū)因其特殊的地質(zhì)氣候環(huán)境和人類不合理的經(jīng)濟(jì)社會(huì)活動(dòng)，生態(tài)環(huán)境日趨惡化，進(jìn)而演變成喀斯特石漠化現(xiàn)象[3]?？λ固厥瘏^(qū)巖石裸露率高，土壤瘠薄，土地生產(chǎn)力低下，嚴(yán)重制約了喀斯特地區(qū)經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展，是我國西部大開發(fā)中生態(tài)建設(shè)所面臨的重大生態(tài)環(huán)境問題之一，已成為我國西南喀斯特山區(qū)可持續(xù)發(fā)展的主要障礙之一[4-6]。近年來，通過退耕還林、封山育林、種植適生經(jīng)濟(jì)作物、生態(tài)移民等措施，部分地區(qū)的石漠化治理工作取得了一定成效，為西南喀斯特石漠化治理奠定了一定的基礎(chǔ)，但依然存在很多問題亟需面對(duì)與解決[7-10]。喀斯特區(qū)石漠化治理的首要任務(wù)是恢復(fù)生態(tài)環(huán)境，而改善土壤水分-物理性狀是提高土壤質(zhì)量、恢復(fù)生態(tài)環(huán)境的重要前提[11-12]。當(dāng)前，針對(duì)喀斯特區(qū)的土壤效應(yīng)已進(jìn)行了一些研究[13-15]，但綜合考慮在不同石漠化程度、不同工程治理措施以及不同植被恢復(fù)類型等條件下，對(duì)其土壤進(jìn)行長期、連續(xù)的監(jiān)測研究則比較少見。因此，本研究選取了黔中喀斯特區(qū)杠寨小流域?yàn)閷?shí)驗(yàn)區(qū)，分別于2009年、2012年和2018年進(jìn)行實(shí)地監(jiān)測，通過分析比較不同石漠化程度下各工程治理措施和植被類型以及不同土層深度土壤水分-物理性狀的時(shí)空動(dòng)態(tài)變化規(guī)律，旨在科學(xué)評(píng)價(jià)石漠化綜合治理的土壤效應(yīng)，為喀斯特地區(qū)生態(tài)恢復(fù)以及石漠化綜合治理提供理論依據(jù)。
1 材料與方法
1.1 研究區(qū)概況
研究區(qū)位于貴州省開陽縣高寨苗族布依族鄉(xiāng)杠寨小流域， 流域面積3 020.15 hm2，屬烏江水系的支流清水江流域；地理位置為107°70′～117°00′E，26°51′～26°55′N，平均海拔600 ～1 350 m，年平均氣溫11.6 ～15.3 ℃，年無霜期250 d 左右，年降水量約為1 200 mm，雨熱同期，雨量充沛。地貌類型以丘原山地為主，土壤主要為地帶性黃壤。石漠化面積1 179.85 hm2， 其中輕度、中度和重度石漠化分別占流域石漠化面積的45.36%、40.48%和14.16%，石漠化程度較高。森林覆蓋率為35%，植被屬亞熱帶常綠闊葉林和常綠針葉闊葉混交林[16-17]。喬木樹種主要有馬尾松Pinus massoniana、華山松Pinus armandii、 杉木Cunninghamia lanceolata等；灌木植物有白櫟Quercus fabri、 麻 櫟Quercus acutissima、 小果南燭Lyonia ovalifoliavar.elliptica、小果薔薇Rosa cymosa、火棘Pyracantha fortuneana、山胡椒Lindera glauca、鹽膚木Rhus chinensis等；草本植物有菜蕨Callipteris esculenta、狗脊蕨Woodwardia japonica、三脈紫菀Aster ageratoides、苔草Carex tristachya、貫眾Cyrtomium fortune、茅草Imperata cylindrical等。另外，還有核桃Juglans regia、桃Amygdalus persica、李Prunus salicina等一些經(jīng)果林。
1.2 研究方法
1.2.1 不同石漠化程度的劃分
本文參考熊康寧等[18]、陳起偉等[19]的研究成果，將杠寨小流域內(nèi)的固定監(jiān)測樣地分別劃分為非石漠化、潛在石漠化、輕度石漠化、中度石漠化和重度石漠化等5 個(gè)不同石漠化程度。
1.2.2 樣地設(shè)置
在野外踏查的基礎(chǔ)上，基于不同石漠化程度，并結(jié)合不同工程治理措施（退耕還林、封山育林、荒山造林以及天然次生林等）以及不同植被類型（闊葉林、針葉林、針闊混交林、經(jīng)果林和灌木林），設(shè)置了面積為20 m×20 m 的固定監(jiān)測樣地，共計(jì)15 個(gè)，各樣地點(diǎn)具體位置見圖1。
圖1 樣地點(diǎn)位置Fig.1 Location of the sample plots
1.2.3 樣地調(diào)查
用手持GPS 和羅盤儀分別測量并記錄各樣地的經(jīng)緯度、海拔、坡度，用目測法估測其坡位、郁閉度、灌草蓋度以及巖石裸露率等生境因子；對(duì)樣地內(nèi)各小樣方胸徑5 cm 以上的喬木進(jìn)行每木檢尺，并記錄樹種、樹高、胸徑、冠幅、郁閉度等因子；同時(shí)記錄每個(gè)小樣方內(nèi)灌木和草本的種類、株（叢）數(shù)、地徑、株高（長度）、蓋度等因子；樣地基本概況見表1。
1.2.4 土壤采集與測定
于2009年、2012年和2018年分別進(jìn)行采集，在每個(gè)固定樣地內(nèi)沿坡面從左到右等間距布設(shè)3個(gè)土壤剖面，按0 ～10、10 ～20、20 ～40 cm等不同土層深度分別記錄其土壤顏色、結(jié)構(gòu)、質(zhì)地、松緊度、濕潤度、根量、石礫含量等因子，并于每層采集相應(yīng)的土壤環(huán)刀，以供測量土壤的水分-物理性狀。
表1 樣地基本概況?Table 1 Basic situation of sample plots
土壤容重、孔隙度、持水量等指標(biāo)的測定采用環(huán)刀法《LY/T1215—1999》，土壤滲濾率的測定采用滲濾筒法《LY/T1218—1999》。
1.3 數(shù)據(jù)處理
采用Excel 2010、SPSS 22.0 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。
采用CANOCO 4.5 軟件研究土壤水分—物理性狀的影響因子，由于本研究中土壤水分-物理性狀的最大排序軸梯度長度均小于3，故采用線性響應(yīng)模型中的冗余分析法（RDA）[20]；另外，由于監(jiān)測年份、石漠化程度、工程治理措施、植被類型、土層深度、坡度等影響因子均為形式變量，故2009年、2012年和2018年等不同監(jiān)測年份分別賦值為1、2、3；闊葉林、針闊混交林、針葉林、經(jīng)果林和灌木林等不同植被類型分別賦值為1 ～5；荒山造林、退耕還林和封山育林等不同工程治理措施分別賦值為2、3、4，天然次生林（麻櫟林）作為對(duì)照（CK），賦值為1；潛在、輕度、中度和重度等不同石漠化程度分別賦值為2、3、4、5，非石漠化作為對(duì)照（CK），賦值為1；0 ～10、10 ～20、20 ～40 cm 等不同土層深度分別賦值為1、2、3；＜5°、6°～15°、16°～25°和＞25°等不同坡度分別賦值為1、2、3、4。用蒙特卡羅置換檢驗(yàn)來檢驗(yàn)約束排序模型的顯著性并定量評(píng)價(jià)解釋變量（自變量）對(duì)響應(yīng)變量（因變量）的影響程度[21]；對(duì)量綱不同的數(shù)據(jù)排序前應(yīng)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理[22]。排序圖的解讀見文獻(xiàn)[23]。
2 結(jié)果與分析
2.1 不同石漠化程度土壤的水分-物理性狀
2.1.1 不同石漠化程度土壤容重及土壤孔隙度
圖2 不同石漠化程度土壤容重及孔隙度Fig.2 Soil density and soil porosity in different rocky desertification degrees
由圖2 可知，在時(shí)間尺度上，除潛在石漠化以外，其余石漠化程度的土壤容重隨治理年限的增加均表現(xiàn)為先增加后降低；2018年的土壤容重，重度、輕度、中度和潛在石漠化較非石漠化分別增加了20.72%、18.02%、16.21%、10.81%，且重度、輕度、中度石漠化均與非石漠化差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，土壤容重隨土層深度的加深而增大；且20 ～40 cm 深度的土壤容重均顯著大于0 ～10 cm（輕度石漠化除外），而10 ～20 cm 與0 ～10 cm 的土壤容重在非、潛在和中度石漠化間均達(dá)到顯著差異（P＜0.05）（表2）。
表2 不同石漠化程度下土壤水分-物理性狀多重分析?Table 2 The multiple analysis of soil moisture-physical characteristics in different rocky desertification degrees
隨著治理年限的增加，不同石漠化程度的非毛管孔隙度基本上均呈降低趨勢(shì)，且2009年的非石漠化和輕度石漠化均要顯著高于2018年（P＜ 0.05），而潛在石漠化的在不同監(jiān)測年份間差異均顯著（P＜0.05）；2018年非毛管孔隙度表現(xiàn)為：非石漠化＞中度＞重度＞潛在＞輕度。隨著治理年限的增加，非石漠化和潛在石漠化的毛管孔隙度呈增加趨勢(shì)，而輕度、中度、重度石漠化則均表現(xiàn)為先降低后增加；2018年非石漠化、潛在、中度石漠化的毛管孔隙度均顯著高于2009年和2012年（P＜0.05）?？偪紫抖瘸凉撛谑酝?，其余均表現(xiàn)為先降低后增加。2018年毛管孔隙度、總孔隙度均表現(xiàn)為非石漠化＞中度＞潛在＞輕度＞ 重度，且非石漠化與輕度、重度石漠化間存在顯著差異（P＜0.05）。在空間尺度上，不同石漠化程度土壤非毛管、毛管、總孔隙度隨著土層深度的增加而減小，中度和重度石漠化20 ～40 cm 非毛管孔隙度顯著低于0 ～10 cm，總孔隙度在0 ～ 10 cm 與20 ～40 cm 間均存在顯著（P＜0.05）或極顯著差異（P＜0.01）（輕度石漠化除外）。
2.1.2 不同石漠化程度下的土壤水分特性
研究表明，不同石漠化程度土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、毛管持水量和田間持水量對(duì)石漠化治理年限的響應(yīng)不同（圖3），土壤質(zhì)量含水量表現(xiàn)為先降低后增加；最大持水量和田間持水量均表現(xiàn)為先降低后增加（潛在石漠化分別表現(xiàn)為連續(xù)降低、連續(xù)增加）；毛管持水量在非石漠化和潛在石漠化表現(xiàn)為連續(xù)增加趨勢(shì)，在輕度、中度、重度石漠化表現(xiàn)為先降低后增加。其中，中度石漠化表現(xiàn)為2009年顯著高于2012年和2018年；毛管持水量和田間持水量均表現(xiàn)為輕度石漠化程度下2018年顯著高于2012年。在空間尺度上，2018年均表現(xiàn)為非石漠化＞中度＞潛在＞輕度＞重度（田間持水量表現(xiàn)為重度＞輕度），非石漠化跟各程度石漠化土壤差異顯著（P＜0.05）（潛在石漠化除外）（表2）；不同土層深度間土壤持水特性變化趨勢(shì)明顯，都隨土層深度增加而逐漸減少。就土壤最大持水量而言，0 ～10 cm 顯著高于20 ～40 cm（輕度石漠化除外），土壤質(zhì)量含水量僅在非石漠化和潛在石漠化0 ～10 cm 與20 ～40 cm 間存在顯著差異（P＜0.05），土壤毛管持水量在潛在石漠化和重度石漠化0 ～10 cm與20 ～40 cm 間亦存在顯著差異（P＜0.05），土壤田間持水量僅潛在石漠化0 ～10 cm 與20 ～40 cm 間存在顯著差異（P＜0.05）。
圖3 不同石漠化程度的土壤水分特性Fig.3 Soil moisture characteristics in different rocky desertification degrees
2.1.3 不同石漠化程度土壤滲濾率
從圖4 可以看出，在時(shí)間尺度上，除了重度石漠化，其余程度石漠化土壤初始滲濾率均呈逐年增加趨勢(shì)；土壤穩(wěn)定滲濾率除了輕度石漠化，均表現(xiàn)為先降低后增加。在空間尺度上，2018年土壤初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率在不同石漠化程度表現(xiàn)出相同的大小關(guān)系，非石漠化＞中度＞潛在＞重度＞輕度，其中，輕度石漠化顯著低于非石漠化 （P＜0.05）；在不同土層之間，土壤初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率均呈逐層減小趨勢(shì)，潛在石漠化初始滲濾率0 ～10 cm 層顯著高于20 ～40 cm層，輕度石漠化20 ～40 cm 層顯著低于0 ～10、10 ～20 cm 層；潛在石漠化穩(wěn)定滲濾率在不同土層之間差異極顯著（P＜0.01），輕度石漠化0 ～ 10 cm 層顯著高于10 ～20、20 ～40 cm 層。
2.2 不同工程治理措施下的土壤水分-物理性狀
2.2.1 不同工程治理措施下的土壤容重及孔隙度
由圖5 可以看出，在時(shí)間尺度上，不同工程治理措施下土壤容重隨石漠化治理年限的增加所產(chǎn)生的變化不同，天然次生林先減小后增加，荒山造林逐年減小，退耕還林和封山育林表現(xiàn)為先增加后減小，除封山育林在石漠化治理前期（2009—2012年）顯著增加外（增加了36.56%），其余措施變化程度不大；在空間尺度上，2018年土壤容重在各工程治理措施間表現(xiàn)為退耕還林＞天然次生林＞封山育林＞荒山造林，且退耕還林與荒山造林之間存在顯著差異（P＜0.05）。土壤容重隨著土層深度的增加呈現(xiàn)不同程度的增加趨勢(shì)（封山育林除外），且0 ～10 cm 層與20 ～40 cm 層的土壤容重存在顯著差異（P＜0.05）（表3）。
在時(shí)間尺度上，隨著治理年限的增加，不同工程治理措施下土壤總孔隙度和毛管孔隙度呈增加趨勢(shì)（退耕還林先減小后增加），天然林、荒山造林、封山育林措施下毛管孔隙度治理后期（2012—2018年）顯著增加；2018年土壤總孔隙度和毛管孔隙度均表現(xiàn)為：荒山造林＞封山育林＞天然次生林＞ 退耕還林，且土壤總孔隙度在荒山造林和退耕還林間差異顯著（P＜0.05），退耕還林下土壤毛管孔隙度顯著低于荒山造林和封山育林。土壤非毛管孔隙度隨著治理年限的增加而逐漸降低，天然次生林、荒山造林、封山育林措施下毛管孔隙度治理后期（2012—2018年）顯著降低；2018年土壤非毛管孔隙度表現(xiàn)為荒山造林＞封山育林＞ 退耕還林＞天然次生林，且在天然次生林和荒山造林間差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，隨著土層深度的增加，土壤毛管-非毛管-總孔隙度均呈減小趨勢(shì)，差異不顯著（P＞0.05）。
2.2.2 不同工程治理措施下的土壤持水特性
圖4 不同石漠化程度的土壤滲濾率Fig.4 Soil percolation in different rocky desertification degrees
不同工程治理措施對(duì)土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、毛管持水量和田間持水量產(chǎn)生一定的影響（圖6），在時(shí)間尺度上，土壤質(zhì)量含水量隨治理年限變化表現(xiàn)為先降低后增加（荒山造林先增加后降低），且天然林措施下治理后期（2012—2018年）顯著增加，退耕還林措施下治理前和治理后差異不顯著（P＞0.05）；毛管持水量呈逐年增加趨勢(shì)（退耕還林表現(xiàn)為先降低后增加）；最大持水量在荒山造林和封山育林下逐年增加，在天然次生林下先增加后降低，在退耕還林下先降低后增加；田間持水量在天然次生林和封山育林下呈現(xiàn)逐年增加趨勢(shì)，在人工造林下先降低后增加，年間多重比較結(jié)果與質(zhì)量含水量相同。在空間尺度上，2018年均表現(xiàn)為荒山造林＞封山育林＞天然次生林＞退耕還林，且荒山造林與退耕還林差異顯著 （P＜0.05）；不同工程治理措施下土壤水分特性在不同土層深度之間呈降低趨勢(shì)，與0 ～10 cm 相比，荒山造林和封山育林10 ～20、20 ～40 cm 土壤最大持水量分別降低了26.6%、44.2%和46.7%、59.0%，天然次生林和退耕還林20 ～40 cm 土壤最大持水量分別降低了26.3%和25.3%。
2.2.3 不同工程治理措施土壤滲濾率
圖7 表明，在時(shí)間尺度上，不同工程治理措施的年際變化不同：天然次生林表現(xiàn)為先增加后減??；荒山造林土壤滲透系數(shù)總體呈增加趨勢(shì)，初始滲濾率逐年增加，穩(wěn)定滲濾率在治理前期有小幅較少，后期大幅增加；退耕還林和封山育林的土壤滲透系數(shù)均表現(xiàn)為逐年增加趨勢(shì)，且封山育林初始滲濾率2018年（6.98 mm/min）極顯著大于2009年和2012年（0.83、1.16 mm/min）。 空間尺度上，2018年初始滲濾率、穩(wěn)定滲濾率均表現(xiàn)為荒山造林＞封山育林＞退耕還林＞天然次生林；隨著土層深度的增加，土壤滲濾系數(shù)呈減小趨勢(shì)，天然次生林和荒山造林0 ～10 cm 層顯著高于10 ～20、20 ～40 cm 層。
2.3 不同植被恢復(fù)類型的土壤水分-物理性狀
2.3.1 不同植被恢復(fù)類型土壤容重及孔隙度
Huang等［6］發(fā)現(xiàn)足弓的正常維持63%由骨性結(jié)構(gòu)提供，其中內(nèi)側(cè)縱弓占有重要位置。Jameson等［7］認(rèn)為：足舟骨位于足弓的頂端，是內(nèi)側(cè)縱弓最重要的骨性結(jié)構(gòu)，它對(duì)足弓垂直方向應(yīng)力的維持起關(guān)鍵作用。舟骨壞死后引起足弓塌陷，足弓功能喪失，從而出現(xiàn)疼痛等癥狀。足舟骨壞死合并足弓塌陷時(shí)，頂點(diǎn)降低，跟骨傾斜角會(huì)相應(yīng)減小，距骨頭相對(duì)上抬，使距骨-跟骨角減小。加上患者長時(shí)間的平足負(fù)重狀態(tài)，導(dǎo)致軟組織的松弛，單純行髂骨取骨植骨、距-舟-楔關(guān)節(jié)融合術(shù)只能部分恢復(fù)足弓的高度及應(yīng)力傳導(dǎo)曲線，而不能很好的恢復(fù)跟骨傾斜角，使得足踝部生物力學(xué)有異于正常足，這可能是部分患者術(shù)后存在輕度或中度步態(tài)異常及行走疼痛的原因。
圖8 表明，在時(shí)間尺度上，不同植被恢復(fù)類型下，土壤容重隨著治理年限的增加表現(xiàn)為先增加后降低（闊葉林先降低后增加），總體差異不顯著（P＞0.05）。在空間尺度上，2018年則表現(xiàn)為經(jīng)果林＞針闊混交林＞闊葉林＞灌木林＞針葉林，且不同植被類型間差異顯著（P＜0.05）（灌木林同針葉林、闊葉林差異不顯著）；隨著土層深度的增加，土壤容重逐漸增大，與0 ～10 cm相比，闊葉林、針葉林、針闊混交林、灌木林20 ～40 cm 的土壤容重增加了13.6%、23.1%、12.4%、19.4%，差異顯著（P＜0.05）；針葉林、灌木林10 ～20 cm 的土壤容重比0 ～10 cm 分別增加了14.4%、20.4%，均存在顯著差異（P＜0.05）（表4）。
圖6 不同工程治理措施下土壤持水特性Fig.6 Soil moisture characteristics under different engineering measures
圖7 不同工程治理措施的土壤滲透系數(shù)Fig.7 Soil percolation under different engineering measures
從圖8 可以看出，在時(shí)間尺度上，非毛管孔隙度逐年降低（針闊混交林先降低后增加），毛管孔隙度逐年增大（針闊混交林先降低后增大），總孔隙度先減小后增大（闊葉林除外），除經(jīng)果林外，2018年均與2009年差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，2018年非毛管孔隙度表現(xiàn)為針葉林＞ 針闊混交林＞經(jīng)果林＞灌木林＞闊葉林，且針葉林與其他植被恢復(fù)類型差異顯著（P＜0.05）（灌木林除外）；毛管孔隙度表現(xiàn)為灌木林＞針葉 林＞闊葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林，且針葉林、闊葉林、灌木林間兩兩差異顯著（P＜0.05）；總孔隙度表現(xiàn)為針葉林＞灌木林＞闊葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林，闊葉林、經(jīng)果林、灌木林間兩兩差異顯著（P＜0.05）。土壤非毛管、毛管、總孔隙度均隨土層深度的增加而減少，且闊葉林、針葉林、灌木林20 ～40cm 總孔隙度顯著低于0 ～10 cm。
圖8 不同植被恢復(fù)類型下的土壤容重及孔隙度Fig.8 Soil density and porosity under different vegetation restoration types
2.3.2 不同植被恢復(fù)類型的土壤持水特性
從圖9 可以看出，不同植被恢復(fù)類型土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、毛管持水量和田間持水量隨著治理年限的增加表現(xiàn)出的變化規(guī)律基本一致，即先降低后增加（經(jīng)果林質(zhì)量含水量呈降低趨勢(shì)，闊葉林最大持水量呈先增加后降低，闊葉林毛管、田間持水量呈逐年增加趨勢(shì)），其中，針闊林土壤質(zhì)量含水量、最大持水量、田間持水量和闊葉林質(zhì)量含水量在治理年限間差異顯著（P＜0.05）。在空間尺度上，2018年土壤持水特性在不同植被恢復(fù)類型下均表現(xiàn)為針葉林＞灌木林＞闊葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林（土壤質(zhì)量含水量表現(xiàn)為灌木林＞針葉林），且針葉林和經(jīng)果林間土壤持水特性均呈現(xiàn)顯著差異（P＜0.05）；不同植被恢復(fù)類型下土壤持水特性隨著土層深度的增加均表現(xiàn)出明顯的遞減規(guī)律（灌木林的質(zhì)量含水量和最大持水量有所不同），其中，闊葉林20 ～40 cm 土壤最大持水量，針葉林20～40 cm土壤質(zhì)量含水量和最大持水量、毛管持水量，經(jīng)果林和灌木林20 ～40 cm 最大持水量、毛管持水量等均顯著低于0 ～10 cm。
2.3.3 不同植被恢復(fù)類型下土壤滲濾率
由圖10 可知，時(shí)間尺度上，不同植被恢復(fù)類型土壤滲濾率均隨著石漠化治理年限的增加總體呈增大趨勢(shì)（闊葉林先增加后減?。?，其中，灌木林2018年初始滲濾率顯著高于2009年和2012年。在空間尺度上，2018年土壤初始滲濾率在不同植被恢復(fù)類型下表現(xiàn)為灌木林＞針葉林＞針闊混交林＞經(jīng)果林＞闊葉林，穩(wěn)定滲濾率表現(xiàn)為針葉林＞灌木林＞經(jīng)果林＞針闊混交林＞闊葉林；土壤滲濾率隨著土層深度的增加逐漸減小（經(jīng)果林和針闊混交林有所不同），闊葉林的初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率0 ～10 cm 層顯著高于20 ～ 40 cm 層，其余土層間差異不顯著（P＞0.05）。
2.4 監(jiān)測年限、石漠化程度、工程措施等對(duì)土壤水分-物理性狀的影響
采用RDA 法分析了監(jiān)測年限、植被類型、工程措施、石漠化程度、土層深度以及坡度等因子對(duì)土壤水分-物理性狀的影響程度。由表5 可知，在RDA 排序中，土壤水分-物理性狀與影響因子第1、2 軸的相關(guān)系數(shù)分別為0.764 和0.776，而第1 軸與第2 軸相關(guān)系數(shù)僅為0.058 5，表明兩軸幾乎垂直，其排序結(jié)果是可信的；它在第1 軸、第2軸的解釋程度分別為44.60%和7.40%，可累計(jì)解釋其總信息量的52.00%，與影響因子關(guān)系的累計(jì)解釋量達(dá)到97.70%。
表4 不同植被恢復(fù)類型土壤水分-物理性狀的多重分析Table 4 The multiple analysis of soil moisture-physical characteristics under different vegetational restoration types
圖9 不同植被恢復(fù)類型土壤的水分特性Fig.9 Soil moisture characteristics under different vegetation restoration types
圖10 不同植被恢復(fù)類型土壤的滲透率Fig.10 Soil percolation under different vegetation restoration types
通過進(jìn)一步分析土壤水分-物理性狀與其影響因子的RDA 排序（圖11），結(jié)果表明：監(jiān)測年限（2009年→2012年→2018年）與土壤最大持水量、毛管持水量、田間持水量、毛管孔隙度、總孔隙度、初始滲濾率和穩(wěn)定滲濾率均呈正相關(guān)，與非毛管孔隙度呈負(fù)相關(guān)，而與土壤容重、土壤質(zhì)量含水量相關(guān)性較小（MT 在SBD、SWC 的投影點(diǎn)在原點(diǎn)附近）。工程治理措施（天然次生林（CK）→荒山造林→退耕還林→ 封山育林）、石漠化程度（非石漠化（CK）→潛在石漠化→輕度石漠化→中度石漠化→重度石漠化）和土層深度（0 ～10 cm →10 ～20 cm → 20 ～40 cm）與土壤容重均呈正相關(guān)，而與其余土壤水分-物理性狀指標(biāo)均呈負(fù)相關(guān)；坡度（＜5°→6°～15°→16°～25°→＞25°）與其的相關(guān)性則正好相反。而植被類型（闊葉 林→針闊混交林→針葉林→經(jīng)果林→灌木林）與各土壤水分-物理性狀指標(biāo)的相關(guān)性均較?。╒T在各指標(biāo)的投影點(diǎn)均在原點(diǎn)附近）。
表5 RDA 排序前2 軸的基本特征Table 5 General characteristics of the first two axis of RDA ordination
圖11 監(jiān)測年限、植被類型、石漠化程度及工程措施等與土壤水分-物理性狀的RDA 排序Fig.11 RDA ordination of monitor time, vegetation types,rocky desertification degrees, engineering measures and soil moisture physical characteristics
通過蒙特卡羅置換檢驗(yàn)，結(jié)果（表6）表明：土層深度和坡度是影響該小流域土壤水分-物理性狀的主要因素，對(duì)其影響均達(dá)到極顯著水平 （P＜0.01）， 可 分 別 解 釋 它 的39.10% 和26.32%；其次分別是監(jiān)測年限（18.05%）、石漠化程度（11.65%）和工程措施（3.20%），對(duì)其影響也均達(dá)到顯著（P＜0.05）或極顯著水平 （P＜0.01）；植被類型（1.69）對(duì)其影響最小 （P＞0.05）。
表6 監(jiān)測年限、植被類型、石漠化程度、工程措施等對(duì)土壤水分-物理性狀的解釋程度Table 6 Interpretation degree ofsoil soil moisture physical characteristics in monitor time, vegetation types,extent of rocky desertification, and engineering measures
3 結(jié)論與討論
3.1 討 論
石漠化的形成是一個(gè)長期而復(fù)雜的過程，石漠化的治理更是一個(gè)緩慢而艱難的任務(wù)。本研究發(fā)現(xiàn)，不同石漠化程度土壤容重隨著石漠化治理年限表現(xiàn)為先增加后減小，土壤穩(wěn)定滲濾率呈現(xiàn)先降低后增加，總體呈增加趨勢(shì)（重度石漠化除外），表明實(shí)驗(yàn)區(qū)土壤板結(jié)持續(xù)惡化的現(xiàn)狀有所緩解，石漠化治理初見成效。土壤非毛管孔隙度總體呈降低趨勢(shì)，總孔隙度表現(xiàn)為先降低后增加，非毛管孔隙度占總孔隙度的比重逐漸降低，前期（2009—2012年）降低幅度較大，分別從20%（非、潛在石漠化）、13%（輕度、中度、重度石漠化）下降到10%、7%，后期（2012—2018年）降低幅度較小，在3%左右，這可能是因?yàn)槭卫砬捌谑苋藶楦蓴_因素較大，造成土壤一定程度的板結(jié)而導(dǎo)致的。土壤質(zhì)量含水量隨著治理年限的增加表現(xiàn)為先降低后增加，主要原因是治理前期（2009—2012年）植被覆蓋度增大使蒸騰作用變強(qiáng)，地表枯落物增多使水分滲入減少[24]。2018年，隨著石漠化程度的加深，土壤容重逐漸增大，孔隙度和滲濾率逐漸減小，持水能力逐漸降低，這與汪明沖等[14]的研究結(jié)果基本一致。其中輕度石漠化土壤狀況較中度、重度石漠化更差，表明隨著石漠化程度加重，土壤的物理性狀表現(xiàn)為一個(gè)先變差后改善的過程，這與李開萍等[13]、溫培才等[24]的研究結(jié)果一致。
在不同工程治理措施下，隨著治理年限的增加，土壤物理性狀均得到了不同程度的改善?；纳皆炝趾?，土壤物理性狀得到了有效改善，土壤容重明顯減小，孔隙度、滲濾系數(shù)逐漸增大，持水能力逐漸增強(qiáng)，這可能與所選造林樹種（馬尾松、華山松等）有關(guān)，其適應(yīng)性較強(qiáng)，郁閉較快，枯落物、微生物等快速增加，加上根系對(duì)土壤的改造作用，使地力得到較快的恢復(fù)。封山育林和天然更新后林下植被逐漸豐富，群落多樣性增大，受枯落物、微生物、土壤內(nèi)動(dòng)物等的影響，土壤環(huán)境得到一定的改善。退耕還林較其它工程措施的改善狀況最不明顯，是因?yàn)橥寥酪唤?jīng)開墾，并連續(xù)耕作之后土壤物理環(huán)境受影響破壞較大，加之土壤物理性狀的改善具有長期性、緩慢性的特點(diǎn)，導(dǎo)致在治理過程中恢復(fù)較慢[25]。
不同植被恢復(fù)類型下針葉林、針闊混交林和灌木林的改善狀況較闊葉林和經(jīng)果林明顯，這是因?yàn)橹脖活愋筒煌?，其種類組成和群落結(jié)構(gòu)也存在差異，對(duì)土壤理化性質(zhì)會(huì)產(chǎn)生不同的影響[26-28]。謝憲麗等[29]研究發(fā)現(xiàn)，植被類型在一定區(qū)域內(nèi)決定著枯落物及根系分泌物的質(zhì)量和數(shù)量，進(jìn)而對(duì)土壤理化性質(zhì)產(chǎn)生影響。本研究中，針葉林、針闊混交林、灌木林都是由2 種以上樹種組成的混交林分，群落結(jié)構(gòu)相對(duì)復(fù)雜，植物蓋度較大，林地表層枯落物較豐富，地下根系生長發(fā)育較好，枯落物的分解和根系分泌物的增加能促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)富集，使土壤動(dòng)物和微生物活動(dòng)更活躍，進(jìn)而使得土壤顆粒排列疏松，容重變小，孔隙度增大，透水性增加[30]，因而對(duì)石漠化土壤恢復(fù)的效果更明顯。灌木林（刺藤、火棘等）受其獨(dú)特生物特性的保護(hù)，樣地受人為因素影響較小，凋落物得到有效的積累，腐殖質(zhì)增多，土壤中有機(jī)質(zhì)含量增多，土壤動(dòng)物和微生物活動(dòng)增強(qiáng)，致使土壤物理性狀得到恢復(fù)。闊葉林和經(jīng)果林均由單一樹種構(gòu)成，群落結(jié)構(gòu)相對(duì)單一，因而土壤改善狀況較小。
研究發(fā)現(xiàn)，不同土層深度間，表層土壤容重最小，孔隙度最大，含水量最高，且3 個(gè)土層間差異顯著（P＜0.05），這與景宜然等[31]的研究結(jié)果略有不同，他們的研究結(jié)果顯示不同石漠化程度土壤容重隨土層深度的增加呈現(xiàn)不同的變化趨勢(shì)，輕度與重度石漠化土壤容重隨著土層的加深而逐漸增大，中度石漠化隨土層的加深呈現(xiàn)較高—低—高的規(guī)律，這可能與所取土層深度及分層方式有關(guān)，該研究取土深度為0 ～15、15 ～30、30 ～45 cm，再加上兩者實(shí)驗(yàn)樣地所處地理位置、環(huán)境條件等本身也存在差異，因而造成研究結(jié)果有所不同的現(xiàn)象。
本次研究從2009—2018年監(jiān)測總跨度超過 10 a，數(shù)據(jù)結(jié)果具有一定的科學(xué)性，但中間調(diào)查年份選擇在2012年，致使治理前期和治理后期的間隔年限不一樣，有可能會(huì)對(duì)研究結(jié)果產(chǎn)生一定的影響，下一步打算在2024年再開展一次調(diào)查取樣，在保證治理間隔年限相同的前提下進(jìn)一步分析比較，更系統(tǒng)更科學(xué)地為喀斯特區(qū)石漠化治理提供理論依據(jù)。
3.2 結(jié) 論
在時(shí)間尺度上，研究區(qū)經(jīng)過一定措施的治理，雖然部分指標(biāo)在治理前期存在改善不明顯甚至略有惡化的情況，但是整體上土壤水分-物理性狀均得到了改善。在空間尺度上，不同工程治理措施，以荒山造林和封山育林土壤改善最明顯，退耕還林土壤性質(zhì)恢復(fù)較慢；不同石漠化程度間，土壤水分-物理性狀以非石漠化最好，中度和重度石漠化因水土流失減弱、巖石的集聚效應(yīng)[32]等，土壤質(zhì)量得到改善，輕度石漠化最差；從植被恢復(fù)類型來看，針葉林、針闊混交林和灌木林的改善狀況優(yōu)于闊葉林和經(jīng)果林；不同土層深度間，表層土壤因地位優(yōu)勢(shì)，微生物種類豐富，加之根系較發(fā)達(dá)，物理性狀的改善優(yōu)于深層土壤，且差異顯著（P＜0.05）。眾多影響因子對(duì)區(qū)域土壤水分-物理性狀的解釋程度以土層深度（39.10%）和坡度（26.32%）最大，其次是監(jiān)測年限（18.05%）、石漠化程度（11.65%）和工程措施（3.20%），最小的是植被類型（1.69%）。因此，石漠化綜合治理要防治結(jié)合，“防”要減少人為干擾，加強(qiáng)人力管護(hù)，促進(jìn)植被恢復(fù)，防止水土流失；“治”要采取有效的工程措施，結(jié)合區(qū)域石漠化程度和植被恢復(fù)類型情況，營造或恢復(fù)喬-灌-草混交林，增加區(qū)域植物多樣性，保肥保土，最終達(dá)到改善土壤水分-物理性狀、恢復(fù)生態(tài)環(huán)境的目的。
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