亞熱帶山區(qū)紅壤可蝕性對(duì)土地利用變化的響應(yīng)

張高玲，謝紅霞，盛 浩，周 清，段良霞，吳燕語(yǔ)

(湖南農(nóng)業(yè)大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128)

1 研究背景

土地利用/土地覆蓋(LUCC)變化不僅會(huì)對(duì)自然環(huán)境如地表徑流以及土壤條件[1-2]等產(chǎn)生影響，還會(huì)影響生物多樣性、地球物質(zhì)能量循環(huán)、全球氣候的變化[3]。土地利用變化引起的土壤理化性質(zhì)的改變，與土壤侵蝕的發(fā)生與發(fā)展有著密切的聯(lián)系。土壤可蝕性是影響土壤流失的一個(gè)重要內(nèi)在因素，它的大小綜合反映了土壤對(duì)各種侵蝕的平均敏感程度[4]。土壤可蝕性受到多重因素的影響，包括土壤質(zhì)地、土壤有機(jī)質(zhì)含量等變化較為緩慢的土壤穩(wěn)定性質(zhì)和包括土壤含水量、容重等易隨季節(jié)發(fā)生變化的土壤季節(jié)性變化性質(zhì)。

國(guó)內(nèi)外許多學(xué)者在這些方面已做了許多相關(guān)研究[5-7]，研究表明，不同土地利用方式下，與林地相比其他土地利用方式土壤理化性質(zhì)整體呈現(xiàn)出表層土壤養(yǎng)分減少、團(tuán)聚體破壞率增大、重度增加、土壤含水量減少、土壤顆粒粗骨化等變化趨勢(shì)[8-11]，而受土壤理化性質(zhì)影響程度較大的土壤可蝕性K值也會(huì)發(fā)生不同程度的變化[11-12]。目前國(guó)內(nèi)計(jì)算土壤可蝕性K值的方法主要是小區(qū)測(cè)定法[13]、數(shù)學(xué)模型法和圖解法[14]。謝紅霞等[15]、張文太等[16]均應(yīng)用諾謨圖法、修正諾謨圖法、Torri模型、EPIC模型及幾何平均粒徑模型計(jì)算了亞熱帶地區(qū)不同研究區(qū)土壤的可蝕性K值并與實(shí)測(cè)值進(jìn)行比較，發(fā)現(xiàn)Torri模型計(jì)算的K值結(jié)果與其他模型相比，相對(duì)誤差和不確定性最小，更適合亞熱帶地區(qū)土壤可蝕性K值的計(jì)算。此外，利用國(guó)外模型計(jì)算的土壤可蝕性K值與國(guó)內(nèi)不同土壤的實(shí)測(cè)K值相差較大，需利用實(shí)測(cè)值進(jìn)行校正[16-18]。在湖南省內(nèi)已有許多學(xué)者對(duì)不同土地利用方式下的土壤特性以及不同區(qū)域的土壤可蝕性K值進(jìn)行了相關(guān)研究，鮑文等[19]發(fā)現(xiàn)湘中花崗巖紅壤丘陵區(qū)土地利用變化后，土壤結(jié)構(gòu)隨植被的演退和人為耕作而退化；羅蘭花等[20]研究了湘東大圍山花崗巖風(fēng)化物的土壤抗蝕性的垂直分異特征，發(fā)現(xiàn)土壤可蝕性K值隨海拔高度的升高而增大，抗蝕性還可能與植被等因素有關(guān)，但未進(jìn)行更深入的探討；周璟等[21]利用地統(tǒng)計(jì)學(xué)方法計(jì)算了流域不同植被下的土壤可蝕性K值，發(fā)現(xiàn)植被可以改善土壤性質(zhì)，提高土壤抗蝕性。湖南省內(nèi)研究人員對(duì)土地利用方式變化引起的土壤性質(zhì)以及土壤可蝕性K值的變化關(guān)注不多。

亞熱帶區(qū)域的地帶性植被為常綠闊葉林，但長(zhǎng)期以來(lái)，伴隨著南方商品林基地建設(shè)和山地綜合開(kāi)發(fā)，大面積的常綠闊葉林被改為人工林、經(jīng)濟(jì)林和果園[22]。據(jù)全國(guó)森林資源清查結(jié)果，杉木林是我國(guó)人工林的重要組成之一，同時(shí)作為速生樹(shù)種，在亞熱帶區(qū)域種植面積較廣。本研究采取“空間換時(shí)間”的研究方法，選取湘東和湘西亞熱帶山區(qū)4種典型的土地利用方式(天然林及由其轉(zhuǎn)變而來(lái)的杉木林、果園和坡改梯耕地，其中，湘東土地利用方式轉(zhuǎn)換年限均為7 a，湘西均>10 a)，以天然林為對(duì)照，分析土地利用方式轉(zhuǎn)變后表層土壤理化性質(zhì)的變化，利用Torri.D模型計(jì)算不同土地利用方式的土壤可蝕性K值，并利用江西鷹潭中國(guó)科學(xué)院生態(tài)試驗(yàn)站實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)重新計(jì)算的K值對(duì)模型計(jì)算的土壤可蝕性K值進(jìn)行粗略校正，探討亞熱帶山區(qū)不同地理位置及母質(zhì)下土地利用方式變化對(duì)土壤可蝕性的影響，研究結(jié)果可望為開(kāi)展亞熱帶山區(qū)土壤侵蝕評(píng)價(jià)、水土保持評(píng)價(jià)及規(guī)劃提供參考。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

本研究試驗(yàn)地——湘東地區(qū)設(shè)在湖南省瀏陽(yáng)市大圍山國(guó)家森林保護(hù)區(qū)(114°02′ E—114°12′E，28°21′ N—28°26′N(xiāo))附近，地處湘江支流瀏陽(yáng)河流域，典型低丘地貌，海拔150～165 m。區(qū)域氣候?yàn)榈湫椭衼啛釒Ъ撅L(fēng)濕潤(rùn)氣候，年均溫17.7 ℃，年均相對(duì)濕度83%，年降雨量1 800～2 000 mm，年均蒸散量1 445 mm。土壤為古老的中元古代(8億年前)雪峰晚期中粒堇青石二云母閃長(zhǎng)巖高度風(fēng)化后發(fā)育的花崗巖紅壤。地帶性植被為亞熱帶常綠闊葉林。4種典型土地利用方式所有樣地分布在瀏陽(yáng)河支流大溪河流域南側(cè)，研究選取人為干預(yù)少、自然演替時(shí)間>300 a的天然林(優(yōu)勢(shì)樹(shù)種為樟樹(shù)(Cinnamomumcamphora(L.) J.Presl ))為對(duì)照，毗鄰的杉木 (Cunning-hamialanceolata) 人工林、果園( 果樹(shù)品種為板栗(Castaneamollissima) )和坡改梯耕地(夏季種辣椒(CapsicumannuumL.)，下半年種一季紅薯(Ipomoeabatatas(L.) Lam.))皆由次生雜木林經(jīng)砍伐、煉山后轉(zhuǎn)變而來(lái)，母質(zhì)、海拔、地形部位類(lèi)似，坡度相近，各土地利用方式相距 <1 km。天然林林下灌木層明顯，地面草本稀少；杉木人工林林下灌木和草本覆蓋度低；基于坡改梯技術(shù)營(yíng)建了果園和耕地[23-24]。

湘西地區(qū)試驗(yàn)地設(shè)在湖南省湘西土家族苗族自治州永順縣東南部小溪國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)(110°6′50″ E—110°21′35″E，28°42′15″ N—28°53′55″N)，武陵山脈中段，試驗(yàn)地山多坡陡，海拔400～900 m。區(qū)域氣候?yàn)橹衼啛釒降貪駶?rùn)季風(fēng)氣候，年平均氣溫12～14 ℃，年降水量1 300～1 600 mm，雨量集中在5—7月份。境內(nèi)侵蝕溶蝕強(qiáng)烈，山地、中山地貌為主，成土母巖主要是板、頁(yè)巖，其發(fā)育的自然土壤主要是發(fā)育于板、頁(yè)巖風(fēng)化物的紅壤、黃紅壤和黃壤。4種土地利用方式，母巖、海拔地形部位等類(lèi)似，以自然演替時(shí)間>300 a且受人類(lèi)活動(dòng)干擾較少的天然林(喬、灌分層明顯，優(yōu)勢(shì)樹(shù)種為利川潤(rùn)楠(MachiluslichuanensisCheng ex S. Lee)和錐屬(Castanopsis(D. Don) Spach))為對(duì)照。杉木人工林林下植被稀疏；果園主要種植獼猴桃(ActinidiachinensisPlanch)和柑橘(CitrusreticulataBlanco)；耕地(長(zhǎng)期種植玉米(ZeamaysL.))基于坡改梯技術(shù)營(yíng)建，定期施用肥料，耕作制度均為一季稻-休閑。

對(duì)研究區(qū)樣地土地利用轉(zhuǎn)換年限、坡度等基本狀況進(jìn)行了實(shí)地調(diào)查，其基本情況詳見(jiàn)表1。

表1 不同土地利用方式樣地基本情況Table 1 Basic situation of sample plots of different land use patterns

2.2 研究方法

2.2.1 樣品采集與分析

本研究在湘東試驗(yàn)地內(nèi)每種土地利用方式隨機(jī)設(shè)置3塊樣地(25 m×25 m)，在每塊樣地內(nèi)鉆取深度1 m的土芯(8～10根)，分層采集0～20、20～40、40～60、60～80、80～100 cm 土樣，按土層混合土樣。

本研究在湘西試驗(yàn)地內(nèi)每種土地利用方式隨機(jī)設(shè)置3塊樣地(25 m×25 m)，在每塊樣地內(nèi)鉆取深度1 m的土芯(10～15根)，分層采集0～20、20～40、40～60、60～80、80～100 cm 土樣，按土層混合土樣。

在實(shí)驗(yàn)室對(duì)樣品進(jìn)行分析與測(cè)定。土壤有機(jī)碳利用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定土壤有機(jī)碳含量；土壤粒徑組成用吸管法測(cè)定土壤砂粒([0.05,2) mm)、粉粒([0.002,0.05)mm)、黏粒(<0.002 mm)的質(zhì)量百分?jǐn)?shù)[25]。

2.2.2 土壤可蝕性K值計(jì)算

基于前人研究成果，選取Torri.D模型計(jì)算土壤可蝕性K值，Torri.D模型[26-27]中土壤可蝕性K值的計(jì)算公式為

(1)

式中：OM為百分?jǐn)?shù)表示的土壤有機(jī)質(zhì)含量，土壤有機(jī)質(zhì)含量為土壤有機(jī)碳含量的1.724倍；C為用小數(shù)表示的黏粒(<0.002 mm)含量;Dg為土壤質(zhì)地定量參數(shù)，基于砂粒、粉粒和黏粒3種粒徑計(jì)算Dg的表達(dá)式為

(2)

式中：di為土壤機(jī)械組成中第i級(jí)土壤顆粒的最大值(mm)；di -1為第i等級(jí)土壤顆粒的最小值(mm)，當(dāng)i=1時(shí)，d0=0.000 05 mm；fi為用小數(shù)點(diǎn)表示的相應(yīng)粒徑等級(jí)土壤顆粒含量。

2.2.3 系統(tǒng)聚類(lèi)法及K值校正

系統(tǒng)聚類(lèi)法(Hierachical Clustering Methods，HCM)是指開(kāi)始時(shí)每個(gè)樣品自成一類(lèi)，類(lèi)與類(lèi)之間的距離與樣品之間的距離是相等的，選擇距離最小的一對(duì)并成一個(gè)新類(lèi)，計(jì)算新類(lèi)和其他類(lèi)的距離，再將距離最近的兩類(lèi)合并，這樣每次減少一類(lèi)，直至所有的樣品都成一類(lèi)為止[28]。利用系統(tǒng)聚類(lèi)法將本研究樣點(diǎn)與江西鷹潭中國(guó)科學(xué)院生態(tài)試驗(yàn)站的9-15號(hào)小區(qū)的土壤理化性質(zhì)進(jìn)行聚類(lèi)，得到與本研究樣點(diǎn)最相近的研究小區(qū)，以其實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)重新計(jì)算的K值數(shù)據(jù)為參照對(duì)本研究模型計(jì)算的土壤可蝕性K值進(jìn)行粗略校正。

(4)輸液泵閥及管道。本項(xiàng)目所選輸液泵、閥、管道各項(xiàng)技術(shù)指標(biāo)良好，很好的適應(yīng)生產(chǎn)工況條件。尤其是CPVC塑料管道耐蝕耐溫性好、適應(yīng)性強(qiáng)，特別是在凈化工序除鐵除鈷空氣攪拌槽采用大口徑O型密閉CPVC塑料管及附件后，顯著改善了生產(chǎn)環(huán)境，節(jié)約了能源，達(dá)到了清潔生產(chǎn)效果、徹底消除了在其他鎳項(xiàng)目中U型溜槽出現(xiàn)的溶液輸送過(guò)程中酸性水蒸氣、溶液的跑冒溢出現(xiàn)象。

3 試驗(yàn)結(jié)果

3.1 不同土地利用方式下土壤粒徑組成和土壤有機(jī)碳含量

3.1.1 土壤粒徑組成

湘東以及湘西研究區(qū)內(nèi)，經(jīng)人為干預(yù)后的不同土地利用方式表層土壤粒徑組成與本研究區(qū)天然林相比有較為明顯的變化。土壤粒徑組成如表2所示。湘東地區(qū)由天然林轉(zhuǎn)變而來(lái)的杉木林、果園和坡改梯耕地的砂粒含量較天然林均有明顯增加，較天然林分別增加了38.72%、39.16%和97.67%；果園和坡改梯耕地的粉粒含量較天然林分別下降了26.34%和58.22%，杉木林的粉粒含量略有增加，增加了7.28%；黏粒含量較天然林均有所減少，杉木林、果園和坡改梯耕地分別減少了38.69%、7.08%和24.75%。湘西地區(qū)由天然林轉(zhuǎn)變而來(lái)的杉木林、果園和坡改梯耕地的砂粒含量較天然林均有增加，但增加幅度較湘東地區(qū)小，分別為5.20%、34.40%和15.60%；果園和坡改梯耕地的粉粒含量減少較多，較天然林分別減少了17.53%和15.12%；杉木林和果園的黏粒含量分別減少了5.26%和16.75%，而坡改梯耕地的黏粒含量增加了2.39%。

表2 土壤粒徑組成Table 2 Particle size composition of soils

3.1.2 土壤有機(jī)碳含量

不同土地利用方式下，表層土壤有機(jī)碳含量會(huì)有明顯的差異。表層土壤有機(jī)碳含量如圖1所示。湘東地區(qū)表層土壤有機(jī)碳的含量在7.14～11.09 g/kg之間，湘西地區(qū)表層土壤有機(jī)碳含量在15.40～41.63 g/kg，湘東地區(qū)土壤有機(jī)碳含量明顯低于湘西地區(qū)。同一地區(qū)不同土地利用方式下，土壤有機(jī)碳含量差異也較為明顯，湘東地區(qū)總體表現(xiàn)為：天然林>果園>杉木林>坡改梯耕地，湘西則表現(xiàn)為：天然林>杉木林>果園>坡改梯耕地。

圖1 表層土壤有機(jī)碳含量Fig.1 Organic carbon content of surface soil

3.2 不同土地利用方式下土壤可蝕性K值及其校正

3.2.1 土壤可蝕性K值計(jì)算

根據(jù)式(1)和式(2)計(jì)算兩研究區(qū)表層土壤可蝕性K值，不同土地利用方式土壤可蝕性K值如表3所示。湘東地區(qū)不同土地利用方式土壤可蝕性K值范圍在0.030 1～0.039 2 t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)，大小表現(xiàn)為：杉木林>天然林>果園(坡改梯)>坡改梯耕地；湘西地區(qū)不同土地利用方式土壤可蝕性K值范圍為0.027 9～0.033 8 t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)，大小表現(xiàn)為：坡改梯耕地>果園>杉木林>天然林。

表3 不同土地利用方式土壤可蝕性K值Table 3 Soil erodibility K of different land use patterns

相同土地利用方式下，湘東花崗巖紅壤區(qū)的天然林和杉木林土壤可蝕性K值均大于湘西板頁(yè)巖紅壤地區(qū)，而果園和坡改梯耕地K值均小于湘西。

利用本研究項(xiàng)目的8個(gè)采樣點(diǎn)和江西鷹潭中國(guó)科學(xué)院紅壤生態(tài)試驗(yàn)站的不同研究小區(qū)的土壤粒徑組成和有機(jī)碳含量[29]進(jìn)行聚類(lèi)分析，通過(guò)系統(tǒng)聚類(lèi)方法將土壤理化性質(zhì)最接近的序列進(jìn)行聚類(lèi)(圖2)，以與本研究土壤理化性質(zhì)最為相近的研究小區(qū)為參照，利用該小區(qū)人工模擬降雨儀法測(cè)得的數(shù)據(jù)重新進(jìn)行計(jì)算的K值結(jié)果對(duì)本研究的土壤可蝕性K值進(jìn)行粗略校正。

圖2 聚類(lèi)分析結(jié)果Fig.2 Cluster analysis results

聚類(lèi)結(jié)果中具有對(duì)比性的湘東地區(qū)坡改梯耕地與江西鷹潭15號(hào)小區(qū)的土壤理化性質(zhì)最為接近；湘西果園、湘西坡改梯耕地、湘東杉木林、湘東天然林、湘東果園序列之間的相似度較高，即湘東和湘西不同土地利用方式的土壤理化性質(zhì)具有較高的相似性。

土壤可蝕性K值的校正值如表4所示。江西鷹潭15號(hào)小區(qū)通過(guò)人工模擬降雨儀法得到的實(shí)測(cè)K值與本研究模型計(jì)算的湘東坡改梯耕地土壤可蝕性K值相差了15.84倍，利用該實(shí)測(cè)值對(duì)本研究的土壤可蝕性K值進(jìn)行粗略校正。校正后的土壤可蝕性K值的范圍在0.001 76～0.002 48 t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)。

表4 土壤可蝕性K值的校正值Table 4 Corrected values of soil erodibility K

4 討 論

土地利用方式的改變會(huì)導(dǎo)致土壤表層的理化性質(zhì)和表層土壤的可蝕性的改變[30]，基于土壤理化性質(zhì)的土壤可蝕性K值計(jì)算模型可以更直觀地反映出土壤理化性質(zhì)變化對(duì)K值造成的影響。本研究中土地利用方式發(fā)生變化后，與天然林地相比，其他土地利用方式的土壤砂粒含量呈增加趨勢(shì)，這是由于降雨沖刷導(dǎo)致表層土壤的細(xì)顆粒物質(zhì)流失，留下的沙土抗搬運(yùn)性較強(qiáng)[31]，土壤顆粒逐漸向粗骨化方向發(fā)展[11]，增加幅度最大的湘東坡改梯耕地較湘東天然林增加了近一倍。本研究中，基于坡改梯技術(shù)營(yíng)建的湘東果園和耕地的土壤粒徑組成中，黏粒減少幅度較其他土地利用方式小，湘西坡改梯后的耕地黏粒含量較天然林甚至增加了2.39%，與其他土地利用類(lèi)型相比，人為管理(坡改梯)改變了該種土地利用類(lèi)型的相對(duì)環(huán)境，土地相對(duì)平整，利于其蓄水保土功能的恢復(fù)，但坡改梯在短期內(nèi)難以有效發(fā)揮其水土保持的功能[32]，湘西坡改梯耕地土地利用年限較湘東坡改梯耕地長(zhǎng)，常年耕作使土壤熟化程度高，砂粒含量明顯較湘東坡耕地少，而黏粒略有增加。

天然植被經(jīng)歷了長(zhǎng)期的演替過(guò)程，群落結(jié)構(gòu)復(fù)雜，林下枯落物層也較厚[33]，具有較強(qiáng)的養(yǎng)分積累能力。土地利用方式由天然林變?yōu)槠渌恋乩妙?lèi)型后，枯落物的減少、表土層翻動(dòng)促進(jìn)有機(jī)碳的分解等均會(huì)導(dǎo)致表層土壤有機(jī)碳的流失[23]，而表層土壤有機(jī)碳對(duì)土地利用變化的響應(yīng)更加敏感[22]。本研究中兩試驗(yàn)區(qū)不同土地利用方式表層土壤有機(jī)碳含量較本地區(qū)天然林均有下降；杉木林的表層土壤有機(jī)碳隨林齡增長(zhǎng)呈先下降后上升的趨勢(shì)，果園隨著林齡的增加，土壤有機(jī)碳呈上升趨勢(shì)[34-36]，湘東地區(qū)林齡均僅有7 a的杉木人工林與果園的表層土壤有機(jī)碳積累量相近；湘西地區(qū)林齡超過(guò)30 a的杉木林表層土壤有機(jī)碳的積累量遠(yuǎn)大于10 a林齡的果園。坡改梯耕地與其他幾種土地利用類(lèi)型相比，主要來(lái)源于地表凋落物和植物根系分泌物表層土壤有機(jī)碳積累量少，且人為翻動(dòng)表土層等因素導(dǎo)致表層土壤有機(jī)碳大量流失，使得坡改梯耕地的表層土壤有機(jī)碳含量大量減少。

張金池等[37]以表征土壤抗蝕性的3個(gè)最佳指標(biāo)為變量對(duì)土壤抗蝕性進(jìn)行聚類(lèi)分析，綜合分析了不同植被類(lèi)型的土壤抗蝕性變化規(guī)律。本研究則通過(guò)系統(tǒng)聚類(lèi)法將土壤理化性質(zhì)相近的土地利用方式與已有實(shí)測(cè)小區(qū)相聯(lián)系，以此來(lái)判斷通過(guò)模型計(jì)算的土壤可蝕性K值與實(shí)測(cè)值的差異。在選擇土壤可蝕性K值計(jì)算模型時(shí)要選擇與實(shí)測(cè)值相對(duì)誤差和不確定性最小的模型，才能使模型計(jì)算出的結(jié)果更好地反映出K值的變化狀況。經(jīng)過(guò)對(duì)已有文獻(xiàn)的研究發(fā)現(xiàn)，Torri.D模型更適合亞熱帶地區(qū)土壤可蝕性K值的計(jì)算。目前國(guó)內(nèi)已有的K值計(jì)算公式大多基于國(guó)外的實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)研究的，而我國(guó)與國(guó)外氣候、地形等因素的差異，導(dǎo)致了我國(guó)與國(guó)外的實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)有明顯差異，因此在利用國(guó)外的土壤可蝕性K值計(jì)算公式時(shí)需利用實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)其進(jìn)行校正[16,18]。天然林的良好的群落結(jié)構(gòu)以及植物根系對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定作用，使得天然林的土壤更加不易被侵蝕，土壤可蝕性K值較低[38-40]?；诠接?jì)算的土壤可蝕性K值粉粒含量、黏粒含量和土壤有機(jī)碳均呈顯著負(fù)相關(guān)，與砂粒含量呈顯著正相關(guān)[30,37,41]。

在本研究中，土地利用方式發(fā)生變化后，兩研究區(qū)杉木林的砂粒含量均高于本地區(qū)天然林，表層土壤有機(jī)碳含量和黏粒含量則低于天然林，基于公式計(jì)算的土壤可蝕性K值均大于天然林。湘西地區(qū)果園和坡改梯耕地，表層土壤可蝕性K值均大于天然林，且隨著人為干擾強(qiáng)度的增大，對(duì)應(yīng)土地利用方式的可蝕性K值越大，這與李鵬等[30]在干熱河谷不同土地利用方式的土壤可蝕性K值研究結(jié)果相似。與湘西地區(qū)不同，湘東地區(qū)的果園和坡改梯耕地的土壤可蝕性K值比本地區(qū)天然林的土壤可蝕性K值分別降低了0.000 07 t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)和0.000 12 t·hm2·h/(hm2·MJ·mm)，這是由于表層土壤粒徑隨著土地利用方式的變化逐漸粗骨化，砂粒含量明顯增加，粉粒和黏粒含量減少，留下的大顆粒物質(zhì)使土壤更加不易被侵蝕，土壤可蝕性K值反而減小。土地利用發(fā)生變化后，植被以及人為活動(dòng)作用使得土壤結(jié)構(gòu)以及養(yǎng)分狀況發(fā)生變化，與土壤理化性質(zhì)密切相關(guān)的土壤可蝕性K值也會(huì)對(duì)土地利用變化產(chǎn)生不同程度的響應(yīng)。相同土地利用方式下，湘東花崗巖紅壤區(qū)未經(jīng)人為干擾的天然林以及人為干擾較少的杉木林的土壤可蝕性K值大于湘西板頁(yè)巖區(qū)，這主要是受成土母質(zhì)影響?；◢弾r紅壤在濕熱條件下，極易發(fā)生粒狀崩解，結(jié)構(gòu)疏松，當(dāng)植被遭到破壞時(shí)常造成嚴(yán)重的水土流失；板頁(yè)巖常與砂巖成互層，質(zhì)地較好，黏砂適中，土壤通透性和保水保肥性能較好，利于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)[42]。而經(jīng)坡改梯改建后的果園和耕地，出現(xiàn)了湘東小于湘西的情況，這主要是由于人為因素改變了微地形以及種植作物的年限不同，土壤可蝕性K值的變化也有差別。

5 結(jié) 論

(1)湘東和湘西研究區(qū)內(nèi)4種典型土地利用方式(天然林及由天然林轉(zhuǎn)變而來(lái)的杉木林、果園和坡改梯耕地)的土壤理化性質(zhì)變化趨勢(shì)不盡相同，總體來(lái)說(shuō)，土地利用方式發(fā)生變化后，土壤粒徑組成整體有砂化趨勢(shì)。

(2)湘東和湘西研究區(qū)不同土地利用方式的表層土壤有機(jī)碳含量均低于同地區(qū)的天然林，且湘西地區(qū)整體高于湘東地區(qū)；不同地區(qū)受人為活動(dòng)干擾最大的耕地表層土壤有機(jī)碳含量均為最低，表明翻耕等活動(dòng)會(huì)使表層土壤有機(jī)碳含量大量流失。

(3)湘東地區(qū)不同土地利用類(lèi)型土壤可蝕性K值大小表現(xiàn)為：杉木林>天然林>果園(坡改梯)>坡改梯耕地；湘西地區(qū)則表現(xiàn)為：坡改梯耕地>果園>杉木林>天然林。土地利用變化導(dǎo)致土壤理化性質(zhì)發(fā)生改變，且受人為活動(dòng)干擾越強(qiáng)，土壤理化性質(zhì)的變化較本地區(qū)原始天然林越大，從而導(dǎo)致土壤可蝕性K值發(fā)生不同程度的變化。土壤母質(zhì)對(duì)土壤可蝕性K值的影響是整體性的，花崗巖紅壤的土壤可蝕性K值在自然條件下大于板頁(yè)巖紅壤。從結(jié)果可以看出，采取坡改梯措施對(duì)亞熱帶山區(qū)開(kāi)墾后各土地利用方式的土壤的狀況有一定改善，同時(shí)有利于減緩當(dāng)?shù)氐乃亮魇А?/p>