婁義寶 史東梅? 蔣 平 李葉鑫 林 姿 蒲 境

（1 西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400715）

（2 重慶市水利電力建筑勘測設(shè)計(jì)研究院，重慶 400020）

（3 遼寧工程技術(shù)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，遼寧阜新 123000）

近年來，隨著城鎮(zhèn)化進(jìn)程，房地產(chǎn)、道路等建設(shè)項(xiàng)目數(shù)量增加的同時(shí)規(guī)模也日益擴(kuò)大。城鎮(zhèn)建設(shè)會(huì)導(dǎo)致城區(qū)土地利用方式發(fā)生根本改變，如清除樹木、平整土地，建造房屋、街道以及整治排水河道等，均會(huì)改變城市及周圍的水系生態(tài)環(huán)境和水系循環(huán)，直接影響當(dāng)?shù)氐膹搅髁髁?、峰值等水文特征，進(jìn)而導(dǎo)致城市洪澇災(zāi)害頻發(fā)［1］。由于大面積自然地貌被房屋、道路、混凝土及磚石地面人為環(huán)境和人為下墊面所取代［2］，不透水層增加使得原地面徑流系數(shù)增大、匯流時(shí)間縮短、洪水總量和洪峰流量增大，城市河流洪水災(zāi)害的發(fā)生頻率增加［3］。同時(shí)，城鎮(zhèn)化建設(shè)可在短期內(nèi)使原土壤結(jié)構(gòu)、入滲特性和持水性能發(fā)生巨大變化，不利于后期城市園林景觀營造。相關(guān)研究表明，新堆積土體入滲速率（1.6 mm min-1）高于原狀土（1.1 mm min-1），隨著堆積時(shí)間的延長逐漸減小至原狀土水平［4］；礫石含量和孔隙比是土石混合體滲透系數(shù)的最主要影響因素，對入滲系數(shù)增大起著正向促進(jìn)作用［5］；同時(shí)，城市土壤孔隙度由于壓實(shí)作用均較原地貌變小，這又降低了土壤入滲性能和水庫庫容［6］。紫色砂巖風(fēng)化成土速率快，其成土率、化泥率分別為4.52%、0.56%［7］，這些特性可為城市土壤重構(gòu)和植被恢復(fù)提供有利條件。平原和城市的建設(shè)項(xiàng)目應(yīng)保存和利用表土（農(nóng)田耕作層），控制城市硬化面積，綜合利用地表徑流。目前，國內(nèi)外對城鎮(zhèn)建設(shè)侵蝕環(huán)境［8］、不同地貌單元產(chǎn)流產(chǎn)沙規(guī)律［9-10］及城市化過程水澇災(zāi)害發(fā)生特點(diǎn)［11］等研究較多，而對城鎮(zhèn)化建設(shè)中擾動(dòng)地貌單元和原地貌單元入滲性能、持水性能的對比研究相對較少，從城市綠化用地和土壤重構(gòu)類型的角度揭示棄土棄渣堆積體的水文特性、植被恢復(fù)時(shí)間、減緩城市內(nèi)澇的潛在作用等方面研究較少。因此，本文以紫色土丘陵區(qū)城鎮(zhèn)化建設(shè)中常見的擾動(dòng)地貌單元（如棄渣場、施工便道等）和原地貌單元（如坡耕地、人工林地等）為研究對象，從棄土棄渣堆積體作為城市綠化用地和客土來源的角度，研究了不同地貌單元的水文變化特性及土壤重構(gòu)類型，旨在對比分析各種地貌的土壤入滲和土壤持水性能的差異及原因，分析擾動(dòng)地貌單元的土壤重構(gòu)類型及植被恢復(fù)適宜性，研究結(jié)果可為城鎮(zhèn)建設(shè)項(xiàng)目區(qū)綠化用地建設(shè)和洪水調(diào)控提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于重慶市北碚區(qū)縉云文化體育中心，地處106°18′14″E、29°39′10″N，海拔230 m，年平均氣溫18.3℃，年降水量1 157 mm，5—9月的降水量占全年降水量的70%。研究區(qū)主要土壤類型為中生代侏羅系沙溪廟組灰棕紫色沙泥頁巖母質(zhì)上發(fā)育的中性紫色土。主要植被有蕨類（Pteridophyta）、狗尾草（Setaria viridis （L.）Beauv.）、寬葉臺(tái)草（Carex siderosticta Hance）等。項(xiàng)目區(qū)的擾動(dòng)地貌單元主要包括2月棄渣堆積體、2年棄渣堆積體和施工便道等，原地貌單元包括坡耕地（植被為玉米，小麥/玉米/紅苕輪作，行間距為0.5 m×0.5 m）、荒草地（自然撂荒地2 a，植被為狗尾草（Setaria viridis （L.） Beauv.）、油蒿（Artemisia ordosica）等）和人工林地（植被為十年生桑樹，其他雜草，行間距為2 m×2 m）。各種地貌單元基本情況見表1。

表1 研究區(qū)不同地貌單元的基本情況Table 1 Description of different landform units in the study area

1.2 土壤樣品采集與理化性質(zhì)測定

每種地貌單元均采用多點(diǎn)采樣法進(jìn)行采樣，每個(gè)地貌單元3次重復(fù)。對于棄渣堆積體，分別在其平臺(tái)及邊坡采集土壤樣品，其中，邊坡分上、中、下三個(gè)部位采樣。對于坡耕地、荒草地和人工林地，采用土壤剖面法分3層（即0～10、10～20和20～30 cm），每層土樣為1個(gè)采樣點(diǎn)。在每個(gè)采樣點(diǎn)采集1個(gè)環(huán)刀土樣（環(huán)刀體積為200 cm3，直徑為7.0 cm），同時(shí)在上述每個(gè)地貌單元多點(diǎn)采集5 kg左右表層土樣（0～20 cm）進(jìn)行混合，具體采樣位置示意圖見圖1。

圖1 棄渣堆積體和原地貌試驗(yàn)位置示意Fig. 1 Sketch map of a pile of dumped waste soil and an original landform

土壤含水量采用烘干法測定；土壤容重、飽和含水量和田間含水量均采用環(huán)刀法測定；土壤最大吸濕水采用10%硫酸溶液法測定，土壤凋萎含水量為最大吸濕水的1.5倍；土壤顆粒分布特征采用篩分法測定；土壤有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀氧化—外加熱法測定，土壤全氮采用半微量凱氏法測定，土壤全磷采用氫氧化鈉堿熔—鉬銻抗比色法測定，土壤全鉀采用氫氧化鈉堿熔—火焰光度法測定［12］。

1.3 土壤入滲及徑流性能測定

采用野外雙環(huán)入滲法［13］測定不同地貌單元入滲過程，其中，內(nèi)環(huán)直徑為15 cm，外環(huán)直徑為30 cm，高度為20 cm。試驗(yàn)時(shí)雙環(huán)垂直打入土中10 cm，環(huán)內(nèi)土壤表層保持5 cm水層，并通過馬氏瓶向外環(huán)加水保持水頭恒定，每隔一定時(shí)間向內(nèi)環(huán)加水并記錄加水量，試驗(yàn)時(shí)間為90 min。由于各種地貌單元的入滲試驗(yàn)在同一時(shí)間進(jìn)行，所以未對土壤入滲率的計(jì)算進(jìn)行水溫校正。不同地貌單元的土壤入滲率按下式計(jì)算：

式中，υ為不同地貌單元在某一時(shí)刻的土壤入滲率，mm min-1；Qn為第n次測定時(shí)間內(nèi)的加水量，ml；S為滲透面面積，cm2；tn為第n次測定時(shí)間間隔，min。

不同地貌單元土壤入滲性能各項(xiàng)指標(biāo)計(jì)算方法為：

（1）初始入滲率為最初入滲時(shí)段內(nèi)滲透量與入滲時(shí)間的比值，本研究取最初入滲時(shí)間為1 min；

（2）平均入滲率為達(dá)穩(wěn)滲時(shí)的滲透總量與達(dá)穩(wěn)滲時(shí)的時(shí)間的比值；

（3）穩(wěn)定入滲率為單位時(shí)間內(nèi)的滲透量趨于穩(wěn)定時(shí)的滲透速率；

（4）瞬時(shí)入滲率為第n次測定時(shí)間內(nèi)的加水量與第n次時(shí)間間隔的比值；

（5）滲透總量為90 min內(nèi)的入滲量。

徑流曲線數(shù)SCS-CN模型（Soil conservation service能夠客觀反映土壤類型、土地利用方式及前期土壤含水量對次降雨徑流過程的影響，其計(jì)算公式如下［14］：式中，Q為次降雨產(chǎn)生的徑流量，mm；P為一次降雨總量，mm；S為流域當(dāng)時(shí)的最大滯留量，mm；CN為曲線數(shù)值，為一無量綱參數(shù)，可反映不同下墊面條件對地表產(chǎn)匯流過程的影響。

1.4 土壤水庫測定

土壤水庫指土壤作為一個(gè)充滿大小空隙的疏松多孔體，具有明顯的存貯水分的功能，可用來分析土壤容納、轉(zhuǎn)移水分的能力和評價(jià)土壤持水特性［15］。本文參照文獻(xiàn)［16］計(jì)算各種土壤水庫庫容指標(biāo)：

式中，Q為土壤水庫庫容，t hm-2；R為土壤容重，g cm-3；h為計(jì)算土層厚度，mm；S為土層含水百分率，%。其中，當(dāng)S為土壤飽和含水量時(shí)，QT為土壤總庫容；當(dāng)S為凋萎含水量時(shí)，QD為土壤死庫容；當(dāng)S為田間持水量與凋萎水之差時(shí)，QU為興利庫容；當(dāng)S等于飽和含水率與田間持水量之差時(shí)，QF為滯洪庫容；當(dāng)S為飽和含水量與凋萎含水量之差時(shí)，QM為最大有效庫容；當(dāng)S為天然含水率時(shí)，QN為實(shí)際庫容。土壤水庫持水效率w是實(shí)際水庫與總水庫的比值，反映了土壤水庫的利用效率以及土壤水庫功能的優(yōu)劣情況。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)處理采用Excel 2003和SPSS 19.0進(jìn)行分析，其中顯著性差異分析采用最小顯著差異（LSD）法，繪圖軟件采用AutoCAD 2008。

2 結(jié) 果

2.1 不同地貌單元的土壤理化性質(zhì)

土壤顆粒組成是最基本的土壤物理性質(zhì)之一，它影響著土壤的水源涵養(yǎng)功能［17］、力學(xué)特性及土壤侵蝕［18］。分析棄渣與土壤顆粒分布的差異性對充分認(rèn)識(shí)下墊面入滲和持水性能具有重要意義。與原地貌土壤相比，棄渣具有物質(zhì)成分多樣性、結(jié)構(gòu)不均一性和材料介質(zhì)非連續(xù)性等特性［19］。由表2可見，擾動(dòng)地貌單元的顆粒分布特征與原地貌土壤差異顯著。2月棄渣堆積體平臺(tái)的（DSP2m）土壤粒徑主要分布在2～60 mm（74.59%），而＜2 mm粒徑含量僅為25.41%；土壤顆粒分布不均勻，其控制粒徑最大（12 mm），而中間粒徑、有效粒徑則較小。坡耕地土壤顆粒主要集中在2～10 mm，其含量為52.8%，控制粒徑、中間粒徑和有效粒徑分別為3、1.2、0.3 mm，表明級(jí)配良好。除2 a邊坡外，各種擾動(dòng)地貌單元的土體控制粒徑均大于坡耕地和荒草地；2年棄渣堆積體較2月的分別減小了66.67%、30%。由此可見，隨著堆放時(shí)間的延長，擾動(dòng)地貌土體粒徑分布與原地貌差異減小，這主要是植被恢復(fù)改善了擾動(dòng)地貌的土壤粒徑組成。

表2 不同地貌單元的土壤顆粒分布特征Table 2 Soil particle size distribution relative to landform unit

由不同地貌單元的土壤基本理化性質(zhì)（表3）可見，擾動(dòng)地貌單元平均土壤容重（1.59 g cm-3）顯著大于原地貌單元（1.38 g cm-3），不同地貌單元土壤容重大小依次為施工便道（1.74 g cm-3）＞2年棄渣堆積體平臺(tái)（1.60 g cm-3）＞2年棄渣堆積體邊坡（1.56 g cm-3）＞2月棄渣堆積體平臺(tái)（1.55 g cm-3）＞2月棄渣堆積體邊坡（1.49 g cm-3）＞荒草地（1.47 g cm-3）＞坡耕地（1.34 g cm-3）＞人工林地（1.32 g cm-3）。各擾動(dòng)地貌單元土壤容重差異顯著，棄渣堆積體平臺(tái)處土壤容重大于邊坡處，其土壤容重均在1.49 g cm-3以上。這主要是由于棄渣平臺(tái)在堆棄過程中存在機(jī)械壓實(shí)和人為平整活動(dòng)，同時(shí)，其細(xì)顆粒物質(zhì)在降雨—徑流—下滲連續(xù)作用下，隨著土體表面和內(nèi)部孔隙發(fā)生移動(dòng)、聚集現(xiàn)象，從而導(dǎo)致土壤容重顯著增大（p＜0.05）；而棄渣邊坡自然定居的植被覆蓋較平臺(tái)處高，在植被作用下土壤容重降低。由此可見，各種擾動(dòng)地貌單元容重嚴(yán)重超過植物生長所需的理想值（0.9～1.49 g cm-3），因此，棄渣堆積體作為城鎮(zhèn)綠化用地需要覆蓋、疏松表土，以促進(jìn)綠化植被及早發(fā)揮其調(diào)控徑流的潛在作用。

表3 不同地貌單元的基本理化性質(zhì)Table 3 Soil physicochemical properties relative to landform unit

田間持水量是土壤毛管懸著水達(dá)到最大時(shí)土壤所能保持的水分，是反映土壤持水性能的重要指標(biāo)［20］。不同地貌單元的田間持水量存在一定差異（表3），擾動(dòng)地貌單元的平均田間持水量（19.63%）小于原地貌單元（27.19%）；不同擾動(dòng)地貌單元的田間持水量表現(xiàn)為2月棄渣堆積體＞2年棄渣堆積體＞施工便道，與坡耕地相比分別下降了32.87%、45.69%和50.68%，這表明原地貌單元（坡耕地）的供水能力（旱季）優(yōu)于擾動(dòng)地貌單元，同時(shí)，坡耕地的土壤結(jié)構(gòu)為其動(dòng)態(tài)蓄水（雨季）提供了有效空間。棄渣堆積體邊坡容重和水分狀況接近于荒草地，飽和含水率和田間持水量較荒草地增大幅度為1%～5%、-10%～19.8%。由此可見，棄渣堆積體邊坡具有作為綠化用土的水分條件，堆積體平臺(tái)需要配合使用保水劑才可保障綠化植物正常生長。

2.2 不同地貌單元的水分入滲特征

土壤水分入滲是降水、地表水轉(zhuǎn)化為土壤水、地下水的關(guān)鍵環(huán)節(jié)，同時(shí)也是土壤水庫的主要來水方式，其大小直接影響地表徑流量和土壤侵蝕量［21］。由入滲率的時(shí)間變化曲線（圖2）可知，不同地貌單元的土壤入滲率在初期（0～10 min）隨入滲時(shí)間迅速降低，隨后入滲率下降緩慢，最終趨于一個(gè)穩(wěn)定值。人工林地的土壤入滲率在前10 min內(nèi)由33.67 mm min-1降低至13.30 mm min-1；此后隨著入滲過程持續(xù)，下墊面含水率趨于飽和，土壤入滲速率則趨于穩(wěn)定（6.69 mm min-1）。

圖2 不同地貌單元的入滲率隨時(shí)間變化Fig. 2 Temporal variations of soil infiltration rate relative to landform unit

土壤初始入滲率、穩(wěn)定入滲率和平均入滲率是分析土壤水分入滲特征的關(guān)鍵指標(biāo)，不同地貌單元的入滲過程（表4）具有以下特征：

第一，不同地貌單元的初始入滲率、穩(wěn)定入滲率、平均入滲率均差異顯著，擾動(dòng)地貌單元的入滲特征值均小于原地貌單元。擾動(dòng)地貌單元的平均初始入滲率（10.07 mm min-1）較原地貌單元（18.96 mm min-1）降低了13.10%，這主要由于原地貌單元的土壤初始含水率、土壤結(jié)構(gòu)和孔隙度具有明顯差異性。各種擾動(dòng)地貌單元的穩(wěn)定入滲率在1.13～8.21 mm min-1之間變化，平均為3.87 mm min-1，其變異系數(shù)（0.87）較原地貌單元提高了87%，這充分表明城鎮(zhèn)化建設(shè)造成項(xiàng)目區(qū)的土壤入滲率顯著降低。而2月和2年棄渣邊坡初始入滲率較荒草地分別增大73.19%、18.48%，其穩(wěn)定入滲率較最優(yōu)原地貌（人工林地）分別增大了22.72%、2.99%，這主要是棄渣邊坡無壓實(shí)、粗顆粒多且孔隙大，提高了土壤入滲性能；而棄渣平臺(tái)受機(jī)械壓實(shí)和人為整地作用，導(dǎo)致其緊實(shí)度高、容重大且孔隙狀況差，進(jìn)而土壤入滲性能降低。由此可見，棄渣堆積體作為綠化用土可較好地?cái)r蓄徑流、減緩城市內(nèi)澇。

表4 不同地貌單元入滲性能指標(biāo)Table 4 Soil infiltration indices relative to landform unit

第二，各種擾動(dòng)地貌單元的土壤入滲性能均存在一定差異性，其大小依次為2月棄渣堆積體＞2年棄渣堆積體＞施工便道。2月棄渣堆積體和2年棄渣堆積體的穩(wěn)定入滲率分別為施工便道的3.77倍和3.54倍，而滲透總量分別為施工便道的3倍和2.51倍。2年棄渣堆積體的穩(wěn)定入滲率和滲透總量較2月棄渣堆積體分別下降了6.10%和16.47%。由此可見，棄渣堆積體的入滲性能均隨著棄渣堆棄年限延長而降低，主要是棄渣堆積體大孔隙在降水作用下會(huì)發(fā)生細(xì)顆粒不斷聚集、堵塞現(xiàn)象，植被的恢復(fù)也使得土體結(jié)合得更加緊密，進(jìn)而降低了堆積體入滲性能。

第三，棄渣堆積體平臺(tái)處的入滲性能均顯著小于邊坡處。2月棄渣堆積體和2年棄渣堆積體邊坡處的滲透總量分別為平臺(tái)的7.40倍和3.68倍，2月棄渣堆積體和2年棄渣堆積體平臺(tái)處的入滲率在前30 min驟減，而后入滲率下降緩慢，表明在棄渣堆積體平臺(tái)因壓實(shí)作用可能存在滯水層；當(dāng)入滲深度達(dá)到滯水層時(shí)，水分很難繼續(xù)下滲，其穩(wěn)定入滲率取決于滯水層的透水性。由于棄渣堆積體邊坡處滲透總量的增加會(huì)增加棄渣堆積體飽和度，并減小棄渣顆粒間黏聚力，同時(shí)增加棄渣堆積體自重，加大棄渣堆積體邊坡失穩(wěn)的潛在危險(xiǎn)性。

2.3 不同地貌單元的持水特征

土壤持水性能是評價(jià)不同地貌單元涵養(yǎng)水源和調(diào)節(jié)水分的重要指標(biāo)［22］，其主要受土壤孔隙狀況及土層深度影響。土壤水庫總庫容由死庫容、興利庫容和滯洪庫容3部分組成，它的調(diào)度主要靠土壤的蒸發(fā)、入滲和根系的吸收利用以及蒸騰來實(shí)現(xiàn)，可用來評價(jià)土壤持水性能。

由表5可見，不同擾動(dòng)地貌單元的各種土壤水庫特征中庫容差異顯著（p＜0.05），各種擾動(dòng)地貌單元的總庫容、滯洪庫容和最大有效庫容均表現(xiàn)為2年棄渣堆積體＞2月棄渣堆積體＞施工便道。不同擾動(dòng)地貌單元興利庫容由大到小依次為2月棄渣堆積體（268.2 t hm-2）＞施工便道（257 t hm-2）＞2年棄渣堆積體（219.0 t hm-2）；這是由于下墊面土壤緊實(shí)度和容重越大，土壤儲(chǔ)存有效水分的空間容量越小，導(dǎo)致興利庫容大幅度下降。這種變化直接降低了土壤對植物的供水能力，使棄渣場生態(tài)修復(fù)過程中植物無法正常生長和更新。擾動(dòng)地貌土壤水庫具有較好的持水性能，2月和2年棄渣堆積體邊坡總庫容分別為荒草地的1.05倍、1.07倍，而最大有效庫容分別為1.06倍、1.05倍，表明其持水性能較好，作為城市綠化用土可有效促進(jìn)綠化植物發(fā)揮調(diào)控降雨徑流、減緩城市內(nèi)澇的作用。

表5 不同地貌單元的土壤水庫特征Table 5 Soil reservoir characteristics relative to landform unit

2.4 城市綠地的土壤重構(gòu)類型

棄渣堆積體是城鎮(zhèn)建設(shè)項(xiàng)目區(qū)的主要擾動(dòng)地貌單元，這既是項(xiàng)目區(qū)主要的綠化用地，也是城市綠地建設(shè)客土來源，但需要采用恢復(fù)土層和培肥改良工藝進(jìn)行土壤重構(gòu)，使其具有最優(yōu)土壤物理、化學(xué)和生物條件以促進(jìn)植物生長、恢復(fù)土壤生產(chǎn)力［23］，發(fā)揮綠地?cái)r蓄徑流、減緩城市內(nèi)澇的作用。通過工程重構(gòu)和生物重構(gòu)兩種方式，可使重構(gòu)土壤保持土層發(fā)生順序基本不變，土壤質(zhì)量更適宜植物生長；工程重構(gòu)側(cè)重對棄土棄渣進(jìn)行剝離、回填、挖填、覆土和平整，生物重構(gòu)側(cè)重對重構(gòu)“土壤”的培肥改良和種植措施。相關(guān)研究認(rèn)為，各種生產(chǎn)建設(shè)項(xiàng)目區(qū)的重構(gòu)土壤質(zhì)量受土壤礫石、養(yǎng)分含量和容重影響較大，大量礫石存在會(huì)導(dǎo)致其顆粒離散程度增大、土壤結(jié)構(gòu)變差［24］，養(yǎng)分匱乏導(dǎo)致重構(gòu)土壤上的植被生長緩慢［16］。土壤重構(gòu)遵循“分層剝離，交錯(cuò)回填” 的基本原理［25］，重構(gòu)土壤工藝因不同利用方向存在差異［16］。本文根據(jù)紫色丘陵區(qū)自然土壤發(fā)生特征，基于各種擾動(dòng)地貌與原地貌單元土壤理化性質(zhì)及水文特性的差異性，提出了3種城市綠地土壤重構(gòu)類型（圖3），同時(shí)采取相應(yīng)培肥改良措施提高各種重構(gòu)土壤類型對喬、灌、草的適宜性水平。

圖3 城市綠地土壤重構(gòu)類型Fig. 3 Soil reconstruction types for urban green space

2.4.1 喬木適生型土壤構(gòu)型 調(diào)查表明，當(dāng)?shù)貑棠具m生土壤生境可概括為：有效土層（能生長植物的實(shí)際土層）厚度大于80 cm，土壤容重0.9～1.48 g cm-3，總孔隙度36.45%～56.82%，田間持水量10.69%～27.13%，有機(jī)質(zhì)含量大于32.92 g kg-1，氮（N）、磷（P）、鉀（K）含量分別大于0.82 g kg-1、1.66 g kg-1、4.18 g kg-1。黃葛樹（Ficus virens Ait. var. sublanceolata （Miq.）Corner）能抗大氣污染，耐瘠薄，在石山（砂頁巖、花崗巖或石灰?guī)r形成）、城市建筑廢墟、工廠礦區(qū)均可栽植且生長良好，也是重慶城市園林綠化的優(yōu)良喬木。相關(guān)研究表明，當(dāng)土層厚度大于10 cm時(shí)其對植物生長的促進(jìn)作用不明顯［26］；＜2 cm礫石含量在5%～10%范圍內(nèi)變化既可提高喬木適生型土壤通氣、透水能力，又可提高土壤持水性能和土壤絕對含水量；80 cm堆墊表土層適合黃葛樹喬木生長；在土壤中摻入腐葉土和種植固氮草本可明顯提高土壤養(yǎng)分水平。

項(xiàng)目區(qū)棄渣堆積體存在礫石化嚴(yán)重（42.43%～74.76%）、容重大（1.49～1.59 g cm-3）和有機(jī)質(zhì)含量低（2.87～11.45 g kg-1）等妨礙植物正常生長的障礙因素。與喬木適宜土壤特性相比，其礫石含量和容重分別增加10.99%～16.23%、4.05%～17.56%，而其有機(jī)質(zhì)含量降低了65.19%；棄土棄渣土壤總庫容和有效庫容也較低，易導(dǎo)致喬木生長受季節(jié)性干旱脅迫。2年棄渣邊坡礫石含量最低，且有機(jī)質(zhì)含量較人工林地增加2%，因此，2年棄渣邊坡土壤可作為喬木適生型土壤的表土。堆渣體平臺(tái)和施工便道可分離出大量礫石下墊底層，巖石碎屑加在表土下方利于喬木根系伸展。落葉喬木采用配土栽植，常綠樹種則帶土球移植，同時(shí)覆蓋80 cm疏松表土，并配合使用樹脂型鉀鹽保水劑提高其抵御季節(jié)性干旱脅迫的能力，這些措施可充分保證喬木正常生長。

2.4.2 灌木適生型土壤構(gòu)型 調(diào)查表明，當(dāng)?shù)毓嗄具m生土壤生境可概括為：有效土層40～80 cm，土壤容重0.9～1.36 g cm-3，總孔隙度47.14%～66.59%，田間持水量16.15%～23.16%，有機(jī)質(zhì)含量高于38.18 g kg-1，N、P、K含量分別大于2.85 g kg-1、3.25 g kg-1、4.37 g kg-1。根據(jù)重構(gòu)土體類型選擇適宜或抗逆性強(qiáng)的樹種，是解決綠化樹生長問題的首要考慮因素。紅繼木（Loropetalum chinense var. rubrum）適應(yīng)性強(qiáng)，耐旱、耐瘠薄，萌芽力和發(fā)枝力強(qiáng)，是城市園林綠化的優(yōu)良灌木。紅繼木所需土層厚度不高，＜1 cm礫石含量在2%～5%范圍內(nèi)可提高土壤持水性能，可施用苜蓿（Medicago）等綠肥改善重構(gòu)土體養(yǎng)分貧乏狀況，有效促進(jìn)灌木生長以充分發(fā)揮其減緩城市內(nèi)澇的潛在作用。

項(xiàng)目區(qū)存在礫石含量高、容重大和有機(jī)質(zhì)匱乏等障礙因子，與灌木適宜土壤特性相比，其礫石含量和容重分別高25.99%～41.23%、5.62%～19.78%，而其有機(jī)質(zhì)含量低75.19%～96.34%。擾動(dòng)地貌因礫石、巖石碎屑及生土含量顯著高于人工林地，導(dǎo)致其持水性能顯著下降且土壤有機(jī)質(zhì)含量極低，不利于灌木正常生長且極易受干旱脅迫。因此，對于灌木適生型土壤構(gòu)型而言，灌木采取配土栽植，巖石碎屑層堆墊厚度應(yīng)低于喬木適生型，同時(shí)覆蓋40 cm疏松表土，并使用樹脂型鈉鹽保水劑提高其抗旱能力，可充分保證灌木正常生長。

2.4.3 草本適生型土壤構(gòu)型 調(diào)查表明，當(dāng)?shù)夭荼具m生土壤生境可概括為：有效土層1 0～3 0 cm，土壤容重0.9～1.21 g cm-3，總孔隙度37.85%～44.37%，自然含水量12.16%～17.85%，有機(jī)質(zhì)含量大于37.85 g kg-1，N、P、K含量分別大于0.79 g kg-1、1.48 g kg-1、3.89 g kg-1。麥冬（Ophiopogon japonicus）抗性強(qiáng)，耐瘠薄，喜排水良好的土壤，常用做城市道路綠化草本。棄渣堆積體的生土和礫石含量較多，土壤容重較大，覆蓋表土?xí)r應(yīng)疏松土壤使其容重小于1.21 g cm-3；同時(shí)施加有機(jī)肥改善土壤養(yǎng)分狀況；＜1 cm礫石含量在2%～5%范圍內(nèi)可顯著促進(jìn)草本土壤發(fā)揮調(diào)控徑流的作用。

與草本適宜土壤特性相比，項(xiàng)目區(qū)堆積體礫石含量和容重分別高25.99%～41.23%、8.6 5%～2 0.3 7%，而其有機(jī)質(zhì)含量低85.19%～96.34%。擾動(dòng)地貌棄渣礫石含量顯著高于荒草地，導(dǎo)致其水庫持水效率顯著降低，草本生長易受干旱脅迫；棄渣邊坡容重與荒草地差異較小，可用作草本適生土壤的表土。因此，對于重構(gòu)草本適生型土壤，表土層需下墊一定厚度的巖石碎屑土；同時(shí)使用高分子量聚丙烯酰胺類保水劑（PAM）可提高草本植物抵御季節(jié)性干旱的性能；采用蘸泥漿或拌土播撒種植［27］，同時(shí)覆蓋10 cm肥沃表土，可充分保證草本植物正常生長。

3 討 論

3.1 不同地貌單元的土壤水庫作用

土壤水庫具有蓄存和調(diào)節(jié)水分的功能，不僅能供給植物生長所需有效水分，而且具有調(diào)節(jié)地表—土壤水分循環(huán)的功能。研究表明，不同土地利用類型對降水的截留和分配程度存在差異，其中，農(nóng)地、荒草地的充水量（滲入土壤中的降水）分別占同期降水量463 mm的94.3%和92.6%，而林地（刺槐）可占77.9%［28］。當(dāng)土層厚度一定時(shí)，土壤容重變大會(huì)使土壤孔隙數(shù)量、大小減小，尤其是土壤中對貯存水分起重要作用的大孔隙（直徑d＞1 mm）［29］；當(dāng)土壤容重由1.074 g cm-3增大至1.519 g cm-3時(shí)，土壤飽和含水量、田間持水量和凋萎含水量分別下降19.2%、17.5%和10.3%［30］。研究表明，土壤孔隙大小、數(shù)量和分布對土壤水庫的蓄水特性具有重要作用，當(dāng)土壤孔隙度降低10%時(shí)，飽和含水量降低10%［31］。本研究中，各擾動(dòng)地貌單元土壤容重較原地貌單元顯著增加（p＜0.05），其中，2月棄渣堆積體、2年棄渣堆積體和施工便道容重分別較原地貌增加了13.4%、17.9%和29.9%，這使得其土壤水庫總庫顯著降低。土壤水庫儲(chǔ)水量因受降水入滲和蒸散發(fā)影響而具有明顯的季節(jié)變化特征，今后應(yīng)加強(qiáng)不同地貌單元土壤水庫在雨季的動(dòng)態(tài)變化特征研究，為合理利用土壤水資源、園林植被建設(shè)和地表洪水調(diào)控提供科學(xué)依據(jù)。

3.2 城市下墊面特征與洪澇相關(guān)性

下墊面條件改變是造成城市內(nèi)澇災(zāi)害頻發(fā)和季節(jié)性干旱等問題的重要原因。相關(guān)研究表明，城市化發(fā)展會(huì)導(dǎo)致在城區(qū)暴雨形成的水文過程線出現(xiàn)峰高、量大的現(xiàn)象［32］，當(dāng)城市化由12.6%增大至100%時(shí)，P（洪峰頻率）=5%的洪峰流量增大為原來的1.39倍，漲峰歷時(shí)由382 min縮短至89 min［3］。研究表明，我國城鎮(zhèn)建設(shè)中形成的下墊面包括具有不同滲透能力的草地、土地面、紅磚、混泥土方磚、舊瀝青路面、新瀝青路面等［1］。北京市房地產(chǎn)建設(shè)主要形成不透水建筑物屋頂、硬化地面、透水型地面和綠地4種下墊面，分別占項(xiàng)目區(qū)面積的24%、22.8%、28.2%和25%，徑流系數(shù)分別為0.95，0.90，0.45，0.15［33］。不同城鎮(zhèn)建設(shè)項(xiàng)目綠地率存在一定差異性（表6），改、擴(kuò)建城鎮(zhèn)主次干道以及新建城鎮(zhèn)的次干道綠地率相對較低，而新建開發(fā)建設(shè)項(xiàng)目綠地率高達(dá)35%，因此，要充分控制和優(yōu)化項(xiàng)目區(qū)綠化用地的比例。

相關(guān)研究表明，植被覆蓋區(qū)5%～15%的降水會(huì)形成地表有效徑流，非植被覆蓋的水泥地面約有60%的降水會(huì)形成徑流［34］。林草植被減流作用均會(huì)經(jīng)歷“完全不減流—部分減流—減流”過程，3 a生喬木減流率高達(dá)57.4%～64.3%［35］，覆蓋度為63%～70%的2 a生灌木（紫穗槐Amorpha fruticosa Linn.）可減少59.4%～81.9%徑流量［36］，草本（紫花苜蓿Medicago sativa.）在種植4個(gè)月后，徑流量

表6 不同城鎮(zhèn)建設(shè)項(xiàng)目綠地率Table 6 Ratio of green space relative to urban construction project

減少5 2% ～7 9%［37］。城市化過程中，草坪因人為挖土和壓實(shí)導(dǎo)致入滲性能降低、徑流增加［38］，隨著擾動(dòng)土恢復(fù)時(shí)間的延長，其滲透性能提高，重構(gòu)土壤滲透性與土壤質(zhì)地、容重和坡度顯著相關(guān)［26］。林草地可攔蓄50%～70%降水量的特性，對于洪水災(zāi)害而言具有重要意義，因此，增加城市綠地是減少城市內(nèi)澇的重要途徑。本文調(diào)查表明，草本植物在短期內(nèi)調(diào)節(jié)地表徑流作用明顯，而喬灌木調(diào)節(jié)降雨—徑流則隨林木生長周期更為突出，因此，在城市綠地建設(shè)中應(yīng)注重喬灌草適生型土壤重構(gòu)類型。項(xiàng)目區(qū)三種土壤重構(gòu)類型可保證草本植物在定植后2個(gè)月、喬灌木在定植后4～5個(gè)月左右充分發(fā)揮其調(diào)控地表徑流、緩解城市內(nèi)澇的潛在作用。由于城鎮(zhèn)建設(shè)中各種下墊面類型及水文特性差異較大，使得棄土棄渣堆積體土壤重構(gòu)和性能恢復(fù)問題更為復(fù)雜；在后期可借鑒礦區(qū)土地復(fù)墾工藝，優(yōu)化城市綠地土壤構(gòu)型、提高重構(gòu)土壤質(zhì)量，為緩解城市內(nèi)澇和城市生態(tài)環(huán)境改善提供科學(xué)依據(jù)。

4 結(jié) 論

擾動(dòng)地貌單元的土壤理化性質(zhì)不同于原地貌單元，擾動(dòng)地貌單元的土壤容重（1.59 g cm-3）均大于原地貌單元（1.38 g cm-3），而土壤田間持水量變化趨勢則與土壤容重相反，2月棄渣堆積體最大（22.51%），施工便道最小（16.57%）。各種擾動(dòng)地貌單元的土壤入滲性能均顯著小于原地貌單元，其穩(wěn)定入滲率依次為2月棄渣堆積體（4.46 mm min-1）＞2年棄渣堆積體（4.39 mm min-1）＞施工便道（1.24 mm min-1），原地貌中人工林地最大（6.69 mm min-1），荒草地最?。?.60 mm min-1）。各種地貌單元的土壤興利庫容差異顯著，擾動(dòng)地貌單元的土壤興利庫容較原地貌單元（301.1 t hm-2）降低了18.21%，其大小依次為2月棄渣堆積體（268.2 t hm-2）＞施工便道（257.0 t hm-2）＞2年棄渣堆積體（219.0 t hm-2）；原地貌單元的興利庫容則表現(xiàn)為坡耕地（369.2 t hm-2）＞人工林地（283.9 t hm-2）＞荒草地（250.2 t hm-2）。棄渣堆積體可作為城市綠化用地和綠地建設(shè)客土來源，通過工程重構(gòu)和生物重構(gòu)可形成喬木適生型、灌木適生型和草本適生型土壤構(gòu)型，這種重構(gòu)土壤類型可保證草本植物在定植后2個(gè)月、喬灌木在定植后4～5個(gè)月左右發(fā)揮其調(diào)控地表徑流、緩解城市內(nèi)澇的潛在作用。

［ 1 ］ 王紫雯，程偉平. 城市水澇災(zāi)害的生態(tài)機(jī)理分析和思考——以杭州市為主要研究對象. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)（工學(xué)版），2002，36（5）：582—587 Wang Z W，Cheng W P. Analysis of ecological mechanism of urban flood and waterlog—Research based mainly on Hangzhou City （In Chinese）.Journal of Zhejiang University （Engineering Science Edition），2002，36（5）：582—587

［ 2 ］ 甘枝茂，孫虎，甘銳. 黃土高原地區(qū)城郊型侵蝕環(huán)境及其特征. 土壤侵蝕與水土保持學(xué)報(bào)，1999，5（2）：39—43，50 Gan Z M，Sun H，Gan R. Eroded environment of suburb-type and its characteristics of Loess Plateau（In Chinese）. Journal of Soil Erosion and Soil and Water Conservation，1999，5（2）：39—43，50

［ 3 ］ 趙純勇，楊華，孔德樹. 南方山地丘陵城市水土流失及對策研究. 中國水土保持，2002（6）：28—29 Zhao C Y，Yang H，Kong D S. Study on soil and water loss and countermeasures of hilly cities in the South China （In Chinese）. Soil and Water Conservation in China，2002（6）：28—29

［ 4 ］ 倪含斌，張麗萍. 神東礦區(qū)堆積棄土坡地入滲規(guī)律試驗(yàn)研究. 水土保持學(xué)報(bào)，2007，21（3）：28—31 Ni H B，Zhang L P. Experimental study on slope infiltration process in abandoned soils in Shen-Dong mine region （In Chinese）. Journal of Soil and Water Conservation，2007，21（3）：28—31

［ 5 ］ 周中，傅鶴林，劉寶琛，等. 土石混合體滲透性能的正交試驗(yàn)研究. 巖土工程學(xué)報(bào)，2006，28（9）：1134—1138 Zhou Z，F(xiàn)u H L，Liu B C，et al. Orthogonal tests on permeability of soil-rock-mixture （In Chinese）.Chinese Journal of Geotechnical Engineering，2006，28（9）：1134—1138

［ 6 ］ 楊金玲，張甘霖. 城市“土壤水庫”庫容的萎縮及其環(huán)境效應(yīng). 土壤，2008，40（6）：992-996 Yang J L，Zhang G L. Loss of soil water capacity in urban areas and it’s impacts on environment （In Chinese）. Soils，2008，40（6）：992—996

［ 7 ］ 孫厚才，尤偉. 川東紫色土及母質(zhì)水理性研究. 人民長江，2012，43（1）：72—75 Sun H C，You W. Research on water physical property of purple soil and parent material in eastern Sichuan（In Chinese）. Yangtze River，2012，43（1）：72—75

［ 8 ］ Albaladejo J，Castillo V，Díaz E. Soil loss and runoff on semiarid land as amended with urban solid refuse.Land Degradation & Development，2015，11（4）：363—373

［ 9 ］ Nadal-Romero E，Cortesi N，González-Hidalgo J C. Weather types，runoff and sediment yield in a Mediterranean mountain landscape. Earth Surface Processes & Landforms，2013，39（4）：427—437

［10］ Peng X，Shi D，Jiang D，et al. Runoff erosion process on different underlying surfaces from disturbed soils in the Three Gorges Reservoir Area，China.Catena，2014，123：215—224

［11］ Zope P E， Eldho T I， Jothiprakash V. Impacts of urbanization on flooding of a coastal urban catchment：A case study of Mumbai City，India.Natural Hazards，2015，75（1）：887—908

［12］ 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)技術(shù)出版社，2000 Lu R K. Analytical methods for soil and agro-chemistry（In Chinese）. Beijing：China Agricultural Science and Technology Press，2000

［13］ Wuest S B. Bias in ponded infiltration estimates due to sample volume and shape. Vadose Zone Journal，2005，4（4）：1183—1190

［14］ 史培軍，袁藝，陳晉，等. 深圳市土地利用變化對流域徑流的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2001，21（7）：1041—1049 Shi P J，Yuan Y，Chen J，et al. The effect of land use on runoff in Shenzhen City of China （In Chinese）.Acta Ecologica Sinica，2001，21（7）：1041—1049

［15］ 劉潔，李賢偉，紀(jì)中華， 等. 元謀干熱河谷三種植被恢復(fù)模式土壤貯水及入滲特性. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2011，31（8）：2331—2340 Liu J ，Li X W，Ji Z H，et al. Soil water holding capacities and infiltration characteristics of three vegetation restoration models in dry-hot valley of Yuanmou （In Chinese）. Acta Ecologica Sinica，2011，31（8）：2331—2340

［16］ 孟秦倩，王健，吳發(fā)啟. 延安丘陵溝壑區(qū)坡面果園土壤水庫特征. 灌溉排水學(xué)報(bào)，2008，27（1）：93—95 Meng Q Q，Wang J，Wu F Q. Characteristics of slopeorchard soil reservoir in Yanan Loess Hilly Region （In Chinese）. Journal of Irrigation and Drainage，2008，27（1）：93—95

［17］ 馬維偉，王輝，王修華，等. 甘南尕海不同濕地類型土壤物理特性及其水源涵養(yǎng)功能. 水土保持學(xué)報(bào)，2012，26（4）：194—198 Ma W W，Wang H，Wang X H，et al. Soil physical characteristics and water conservation function for four main wetland types in Gahai of Gannan （In Chinese）. Journal of Soil and Water Conservation，2012，26（4）：194—198

［18］ Mcbratney A B，Bishop T F A，Teliatnikov I S. Two soil profile reconstruction techniques. Geoderma，2000，97（3）：209—221

［19］ 油新華. 土石混合體的隨機(jī)結(jié)構(gòu)模型及其應(yīng)用研究. 北京：北方交通大學(xué)，2001 You X H. Stochastic structural model of the earth-rock aggregate and its application （In Chinese）. Beijing：Northern Jiaotong University，2001

［20］ Reisinger T W，Simmons G L，Pope P E. The impact of timber harvesting on soil properties，and seeding growth in the south. Southern Journal of Applied Forestry，1988，12（1）：58-—67

［21］ 任利東，黃明斌，樊軍. 同類型層狀土壤持水能力的研究. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2013，29（19）：105—111 Ren L D，Huang M B，F(xiàn)an J. Study on water retention capacity for drained soils with different textural layering （In Chinese）. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2013，29（19）：105—111

［22］ Verhulst N，Nelissen V，Jespers N，et al. Soil water content，maize yield and its stability as affected by tillage and crop residue management in rainfed semiarid highlands. Plant and Soil，2011，344（1/2）：73—85

［23］ Waston J W. Reclaiming disturbed land for forestry.Arboricultural Journal，2004，28：117—120

［24］ 王金滿，張萌，白中科，等. 黃土區(qū)露天煤礦排土場重構(gòu)土壤顆粒組成的多重分形特征. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2014，30（4）：230—238 Wang J M，Zhang M ，Bai Z K，et al. Multifractal characteristics of reconstructed soil particle in opencast coal mine dump in loess area （In Chinese）.Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering ，2014，30（4）：230—238

［25］ 胡振琪，魏忠義，秦萍. 礦山復(fù)墾土壤重構(gòu)的概念與方法. 土壤，2005，37（1）：8—12 Hu Z Q，Wei Z Y，Qin P. Concept of and methods for soil reconstruction in mined land reclamation （In Chinese）. Soils，2005，37（1）：8—12

［26］ Holmes P M，Richardson D M. Protocols for restoration based on recruitment dynamics，community structure，and ecosystem function：Perspectives from South African fynbos. Restoration Ecology，1999，7（3）：215—230

［27］ Jorgensen D W，Gardner T W. Infiltration capacity of disturbed soils：Temporal change and lithologic control. Journal of the American Water Resources Association，1987，23（6）：1161—1172

［28］ 王力，衛(wèi)三平，王全九. 黃土丘陵區(qū)燕溝流域農(nóng)林草地土壤水庫充失水過程模擬. 林業(yè)科學(xué)，2011，47（1）：29—35 Wang L ，Wei S P，Wang Q J. Simulation of soil moisture dynamics under farmland， woodland and grassland in Yangou small watershed of the hill-gully region of the Loess Plateau （In Chinese）. Scientia Silvae Sinicae，2011，47（1）：29—35

［29］ Warner G S，Nieber J L，Moore I D，et al.Characterizing macropores in soil by computed tomography. Soil Science Society of America Journal，1989，53（3）：653—660

［30］ 李卓，吳普特，馮浩，等. 容重對土壤水分蓄持能力影響模擬試驗(yàn)研究. 土壤學(xué)報(bào)，2010，47（4）：611—620 Li Z，Wu P T，F(xiàn)eng H，et al. Simulated experiment on effects of soil bulk density on soil water holding capacity （In Chinese）. Acta Pedologica Sinica，2010，47（4）：611—620

［31］ 王衛(wèi)華，王全九，樊軍. 原狀土與擾動(dòng)土導(dǎo)氣率、導(dǎo)水率與含水率的關(guān)系. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2008，24（8）：25—29 Wang W H，Wang Q J，F(xiàn)an J. Relationship between air permeability，water conductivity and water content for undisturbed and disturbed soils （In Chinese）.Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2008，24（8）：25—29

［32］ Mills A，F(xiàn)ey M，Donaldson J，et al. Soil infiltrability as a driver of plant cover and species richness in the semi-arid Karoo，South Africa，Plant and Soil，2009，320（1/2）：321—332

［33］ 王國，王冬梅，孟巖，等. 北京市房地產(chǎn)項(xiàng)目雨水徑流的研究. 南水北調(diào)與水利科技，2013，11（2）：112—116 Wang G，Wang D M，Meng Y，et al. Research on rainwater runoff from real estate project in Beijing （In Chinese）. South-to-North Water Transfers and Water Science and Technology，2013，11（2）：112—116

［34］ 蔡開璽. 南京市消納城市洪澇災(zāi)害的多元化途徑. 陜西水利，2012（3）：115—116 Cai K X. Characteristics of flooding disaster in Nanjing City （In Chinese）. Shaanxi Water Conservancy，2012（3）：115—116

［35］ 蔣榮，張興奇，張科利，等. 喀斯特地區(qū)不同林草植被的減流減沙作用. 水土保持通報(bào)，2013，33（1）：18—22 Jiang R，Zhang X Q，Zhang K L，et al. Runoff and sediment reduction effects under different forest and grass vegetation in a Karst Area （In Chinese）.Bulletin of Soil and Water Conservation，2013，33（1）：18—22

［36］ 肖培青，姚文藝，王昌高. 灌木減流減沙效應(yīng)及其水力學(xué)機(jī)理試驗(yàn)研究. 泥沙研究，2012（5）：33—37 Xiao P Q，Yao W Y，Wang C G. Experimental study of effect of shrubs on runoff and sediment reduction and its hydrodanamic mechanism （In Chinese）.Journal of Sediment Research，2012（5）：33—37

［37］ 肖培青，姚文藝，申震洲，等. 草被減流減沙效應(yīng)及其力學(xué)機(jī)制分析. 中國水土保持科學(xué)，2010，8（2）：15—19 Xiao P Q，Yao W Y，Shen Z Z，et al. Reduction effects of grass on runoff and sediment and its mechanical mechanism （In Chinese）. Science of Soil and Water Conservation，2010，8（2）：15—19

［38］ Woltemade C J. Impact of residential soil disturbance on infiltration rate and stormwater runoff. Journal of the American Water Resources Association，2010，46（4）：700—711