肖 鵬, 呂 剛, 王洪祿, 翟景軒

(1.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; 2.鐵嶺市國(guó)土資源調(diào)查規(guī)劃局, 遼寧 鐵嶺 112608; 3.杭州大地科技有限公司, 杭州 310004)

土壤抗沖性是土壤結(jié)構(gòu)體間抵抗離散的能力[1-2]以及土壤抵御徑流沖刷對(duì)其機(jī)械破壞和推動(dòng)下移的能力[3]。許多學(xué)者對(duì)土壤抗沖性的影響因素[4]、測(cè)試方法[5]、評(píng)價(jià)指標(biāo)[6]以及其時(shí)空變化規(guī)律[7]等方面進(jìn)行了細(xì)化和深入的研究。其中國(guó)外學(xué)者主要側(cè)重于研究侵蝕營(yíng)力的作用過(guò)程，國(guó)內(nèi)學(xué)者則側(cè)重于研究土壤在外營(yíng)力作用下自身的變化，加快了土壤侵蝕機(jī)理的研究進(jìn)程，為區(qū)域水土流失預(yù)測(cè)提供了科學(xué)理論依據(jù)。但我國(guó)地域遼闊，人口眾多，由于受到地形、土壤、植被、氣候等自然因素和人為因素的綜合影響，使得土壤自身的抗沖性能在地域上存在很大的差異，現(xiàn)有的成果主要集中在西北黃土高原[8-9]、南方紫色土區(qū)[10-11]和紅壤區(qū)[12-13]等水蝕嚴(yán)重的地區(qū)，且研究對(duì)象均為自然狀態(tài)下的土壤，而針對(duì)露天煤礦開(kāi)采所形成的排土場(chǎng)等人工松散堆積體的土壤抗沖性的研究卻較為鮮見(jiàn)。董玉琨[14]對(duì)內(nèi)蒙古鄂爾多斯永利露天煤礦排土場(chǎng)邊坡抗沖性的研究得出，植被恢復(fù)可以有效降低土壤容重，增加土壤孔隙度；耿寶軍[15]研究指出，土壤抗沖指數(shù)與土壤機(jī)械組成、土壤初滲率和穩(wěn)滲率具有一定的相關(guān)性。

我國(guó)大型露天煤礦多處于干旱、半干旱地區(qū)，生態(tài)環(huán)境十分脆弱，排土場(chǎng)作為一種典型人工松散堆積體，主要由煤矸石等多種土石混合介質(zhì)組成，由于不均勻沉降和地表壓實(shí)的影響，使其具有了特別的洞穴以及裂縫孔隙分布，形成了與原地貌截然不同的水蝕特征，從而導(dǎo)致其水蝕更為嚴(yán)重[16]，是工礦建設(shè)過(guò)程中水土流失最為嚴(yán)重的區(qū)域[17]。采取合理有效的復(fù)墾措施來(lái)改善土壤結(jié)構(gòu)進(jìn)而提高土壤的抗沖性能是控制排土場(chǎng)水土流失的重要途徑。呂春娟等[18]對(duì)黃土區(qū)大型排土場(chǎng)抗沖性進(jìn)行了研究，得出土壤抗沖性與根量密度之間呈現(xiàn)直線關(guān)系。呂剛等[19]曾對(duì)海州露天煤礦排土場(chǎng)邊坡抗沖性進(jìn)行了研究，得出在相同沖刷強(qiáng)度和沖刷時(shí)間下，根系能顯著增強(qiáng)土壤抗沖性。研究不同復(fù)墾模式下土壤抗沖性的強(qiáng)弱對(duì)于評(píng)價(jià)復(fù)墾土壤土地生產(chǎn)力以及工礦區(qū)生態(tài)重建水平具有重要的意義。本文以海州露天煤礦排土場(chǎng)的6種復(fù)墾模式作為研究對(duì)象，采用改進(jìn)的原狀土槽放水沖刷法對(duì)比分析不同復(fù)墾模式下的土壤抗沖性及影響因素，可為加快排土場(chǎng)水土流失治理進(jìn)程提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與方法

1.1 研究區(qū)概況

遼寧省阜新市海州露天煤礦排土場(chǎng)位于露天礦坑西南部(121°40′12″E，41°57′36″N)，總面積約為13 km2，夏季炎熱少雨，年蒸發(fā)量1 500 mm以上，年均氣溫7.3℃，無(wú)霜期154 d，年均風(fēng)速3 m/s，年均降水量511.4 mm，降水集中在夏季，以北溫帶半干旱大陸性季風(fēng)氣候?yàn)橹鳌?004年國(guó)土資源部投資對(duì)該排土場(chǎng)開(kāi)展了土地復(fù)墾工作，運(yùn)用采礦復(fù)墾機(jī)械對(duì)進(jìn)行了搬運(yùn)、平整和壓實(shí)工作，之后進(jìn)行客土回填，覆土厚度為30 cm。排土場(chǎng)分為十多個(gè)大盤(pán)面呈梯形分布，盤(pán)面海拔平均高度為270 m，相對(duì)高差為3～60 m，最高處接近325 m，最低處不低于240 m，盤(pán)面地表矸石在停止排矸13 a以上，但依然有少量大塊矸石以及碎石夾雜。近年來(lái)，隨著當(dāng)?shù)鼐用駥?duì)排土場(chǎng)棄煤不合理挖掘，部分盤(pán)面出現(xiàn)了大量不均勻的坑、溝等地貌狀況[20]。

1.2 研究方法

1.2.1 野外選點(diǎn)與土樣采集 2017年7月在排土場(chǎng)復(fù)墾區(qū)內(nèi)根據(jù)人工植被恢復(fù)現(xiàn)狀，在同一區(qū)域(復(fù)墾年限為13 a)內(nèi)選取相鄰但相互之間無(wú)影響的6種復(fù)墾模式作為研究對(duì)象，分別為榆樹(shù)林地、混交林地(刺槐和榆樹(shù)混交)、灌木林地(紫穗槐)、刺槐林地、耕地和荒草地，采用設(shè)置標(biāo)準(zhǔn)地的方法研究各個(gè)樣地的植被恢復(fù)特征。在刺槐林地、榆樹(shù)林地、混交林地內(nèi)打一個(gè)20 m×20 m的標(biāo)準(zhǔn)地(種植密度為2 m×2 m)，在灌木林地(紫穗槐)打一個(gè)10 m×10 m的標(biāo)準(zhǔn)地(種植密度為0.5 m×0.5 m)，在耕地和荒草地打一個(gè)5 m×5 m的標(biāo)準(zhǔn)地，樣地概況見(jiàn)表1。

在每種復(fù)墾模式下選擇代表性的區(qū)域分別用10 cm×10 cm×20 cm原狀土取樣器在表層取3份土樣。在每種復(fù)墾模式的樣地各取3個(gè)環(huán)刀樣品和3個(gè)鋁盒樣品，同時(shí)用塑料袋取2～3 kg土樣帶回實(shí)驗(yàn)室，進(jìn)行理化性質(zhì)測(cè)定。帶回實(shí)驗(yàn)室測(cè)定土壤容重、飽和含水率、毛管孔隙度、非毛管孔隙度、田間持水量、有機(jī)質(zhì)、機(jī)械組成等指標(biāo)(機(jī)械組成采用國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)，砂粒為0.02～2 mm，粉粒為0.002～0.02 mm，黏粒為<0.002 mm)。測(cè)定方法詳見(jiàn)參考文獻(xiàn)[21]，不同復(fù)墾模式下的土壤理化性質(zhì)見(jiàn)表2。

表1 樣地概況

注：樣地內(nèi)榆樹(shù)林有2棵枯萎、刺槐林有9棵枯萎的未計(jì)入其中。

表2 土壤理化性質(zhì)

1.2.2 原狀土沖刷試驗(yàn) 原狀土取回后，將取樣器置于水盤(pán)內(nèi)，向水盤(pán)內(nèi)注水，浸水24 h，使其達(dá)到毛管水飽和。本試驗(yàn)采用原狀土沖刷水槽法，將原有沖刷槽進(jìn)行改進(jìn)設(shè)計(jì)，水槽設(shè)計(jì)見(jiàn)圖1。改進(jìn)后的水槽增加設(shè)計(jì)了容積為5 L的靜水室，使徑流穩(wěn)定。取樣器尺寸參考李勇等[22]設(shè)計(jì)的取樣器尺寸10 cm×10 cm×20 cm，通過(guò)恒壓水箱調(diào)整供水流量，流量設(shè)置為2 L/min，試驗(yàn)坡度為15°，在水流穩(wěn)定，將原狀土樣在水中取出，裝入抗沖水槽中的土樣室(土樣室的尺寸與取土器相同)，使土樣表面和槽面齊平，然后放水沖刷10 min并采集徑流泥沙過(guò)程樣，在沖刷開(kāi)始后每2 min量取一次沖刷水流量并取樣，充分?jǐn)噭?dòng)后取樣、烘干、稱重。

采用土壤抗沖指數(shù)來(lái)評(píng)價(jià)土壤抗沖性。土壤抗沖性指數(shù)計(jì)算為每沖刷掉1 g的烘干土所需水量，用ANS(anti-scourability)表示(L/g)，ANS愈大，土壤的抗沖性愈強(qiáng)。

ANS=f×t/W

(1)

式中：f為沖刷流量(L/min)；t為沖刷時(shí)間(min)；W為烘干泥沙質(zhì)量(g)。

1.2.3 根系測(cè)定 原狀土沖刷試驗(yàn)做完后將取樣器內(nèi)土體在直徑0.5 mm篩網(wǎng)上沖洗，把取樣器內(nèi)所有根系洗出，用WinRHIZO根系分析系統(tǒng)測(cè)定根系的根長(zhǎng)、根表面積、根體積等指標(biāo)。然后將根系置于105℃烘箱中烘干，然后置于墊子天平上稱重，測(cè)量根系密度RD(kg/m3)

RD=MD/V

(2)

式中：MD為根系烘干質(zhì)量(kg)；V為采樣器體積(m3)。

圖1 土壤抗沖槽

根系對(duì)土壤抗沖性的強(qiáng)化值用ΔANS(min/g)與強(qiáng)化百分率(%)表示，其中：ΔANS=有根土壤ANS-無(wú)根土壤；強(qiáng)化百分率=ΔANS/無(wú)根土壤×100%。

2 土壤抗沖性的動(dòng)態(tài)變化特征

2.1 土壤沖刷過(guò)程中含沙量變化特征分析

土壤抗沖性能的規(guī)律可以由土壤沖刷過(guò)程中含沙量隨時(shí)間變化看出。由圖2可知，在產(chǎn)流初始階段，不同復(fù)墾模式下的含沙量都比較大，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)含沙量呈遞減趨勢(shì)，各復(fù)墾模式初始徑流含沙量表現(xiàn)為耕地>荒草地>刺槐林地>混交林地>灌木林地>榆樹(shù)林地，各復(fù)墾模式在產(chǎn)流的開(kāi)始時(shí)期泥沙量比較大。產(chǎn)流6 min后各復(fù)墾模式下的含沙量逐漸趨于穩(wěn)定，不同復(fù)墾模式徑流含沙量總體趨勢(shì)為隨著沖刷時(shí)間的延長(zhǎng)逐漸降低，其中灌木林地在沖刷過(guò)程中徑流含沙量最小，耕地的徑流含沙量在整個(gè)沖刷過(guò)程中均最大，這與耕作的頻繁擾動(dòng)有關(guān)。不同復(fù)墾模式下土壤沖刷過(guò)程累計(jì)徑流含沙量表現(xiàn)為耕地>荒草地>榆樹(shù)林地>混交林地>刺槐林地>灌木林地。總體表現(xiàn)為耕地含沙量最大，荒草地次之，林地的徑流含沙量最低，其中以灌木林地含沙量最低。

注：1，2，3表示每個(gè)樣地3次重復(fù)試驗(yàn)。
圖2 不同土地利用類型土壤含沙量動(dòng)態(tài)變化

2.2 土壤沖刷過(guò)程中抗沖性指數(shù)變化特征分析

土壤抗沖指數(shù)數(shù)值越大，說(shuō)明土壤抗沖性越強(qiáng)。由圖3可知，隨土壤沖刷時(shí)間延長(zhǎng)，土壤抗沖性伴隨著沖刷時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)。不同復(fù)墾模式土壤初始抗沖性指數(shù)較小，沒(méi)有顯著差異。當(dāng)10 min沖刷結(jié)束時(shí)，不同復(fù)墾模式土壤抗沖指數(shù)變化表現(xiàn)為灌木林地(ANS=3.18 L/g)>榆樹(shù)林地(ANS=2.67 L/g)>混交林地(ANS=2.37 L/g)>刺槐林地(ANS=1.931 L/g)>荒草地(ANS=1.84 L/g)>耕地(ANS=109 L/g)。灌木林地土壤抗沖性指數(shù)顯著高于其他復(fù)墾模式，3種喬木復(fù)墾模式次之，荒草地和耕地抗沖性指數(shù)較小，其中耕地抗沖性指數(shù)最小。由圖4可知，綜合10 min不同復(fù)墾模式土壤平均抗沖性指數(shù)趨勢(shì)表現(xiàn)為灌木林地(ANS=0.55 L/g)>刺槐林地(ANS=0.45 L/g)>混交林地(ANS=0.44 L/g)>榆樹(shù)林地(ANS=0.42 L/g)>荒草地(ANS=0.41 L/g)>耕地(ANS=0.21 L/g)。表現(xiàn)為灌木林地土壤抗沖性抗沖性最強(qiáng)，灌木林地在表土層根系分布較廣，根系密度大，根系的固結(jié)作用能夠提升土壤的抗沖性。3種喬木林地復(fù)墾模式抗沖性指數(shù)小于灌木林地，3種喬木林地根系較為粗壯，自身枯枝落葉和根系對(duì)土壤有一定的改良作用，但是表層根系分布較灌木林地少，同時(shí)研究地為露天煤礦復(fù)墾區(qū)，其土壤結(jié)構(gòu)性紊亂，養(yǎng)分相對(duì)貧瘠，喬木林地復(fù)墾后其根系發(fā)育相對(duì)較緩慢，所以其抗沖性沒(méi)有灌木林地強(qiáng)?；牟莸睾透?，其根系不發(fā)達(dá)，根系較淺，以細(xì)小的須根為主，同時(shí)耕地還受到人工耕作活動(dòng)和農(nóng)作物的影響，其抗沖性指數(shù)最小。潘德成等[23]對(duì)阜新孫家灣煤矸石山6個(gè)典型坡面的表層土壤的抗沖性進(jìn)行研究得出礦區(qū)次生裸坡土壤抗沖系數(shù)的變化是隨著沖刷時(shí)間的變化呈現(xiàn)出先快后慢的趨勢(shì)，與本文觀點(diǎn)基本一致。

3 土壤抗沖性的影響因素

3.1 土壤理化性質(zhì)對(duì)土壤抗沖性的影響

土壤的理化性質(zhì)是土壤自身固有的特性，表現(xiàn)了土壤質(zhì)地結(jié)構(gòu)，土壤松散程度等狀況。由于排土場(chǎng)土壤作為重構(gòu)土體其土壤層序紊亂、土壤結(jié)構(gòu)性差、養(yǎng)分貧瘠的特點(diǎn)[24]。所以土壤的理化性質(zhì)對(duì)土壤抗沖性的影響可能與其他地區(qū)有所不同。不同復(fù)墾模式土壤理化性質(zhì)由表2可知，土壤機(jī)械組成反映土壤顆粒大小不同，其抵抗徑流沖刷搬運(yùn)的強(qiáng)弱也有所差異，復(fù)墾區(qū)土壤以>0.05 mm砂粒所占的值最高，復(fù)墾區(qū)土壤砂粒含量較高，達(dá)到了55%～65%，土壤中的砂粒(>0.05mm)含量越多，越利于水分下滲。所以相對(duì)于砂粒來(lái)說(shuō)，黏粒對(duì)抗沖性的影響更大，相關(guān)性更強(qiáng)，這是因?yàn)橥寥鲤ち：吭蕉?，土壤的通氣性和透水性也就越差，有利于提高土壤的抗沖性。不同復(fù)墾模式土壤黏粒含量為：混交林地>榆樹(shù)林地>刺槐林地>灌木林地>荒草地>耕地，耕地受人為耕作活動(dòng)影響，黏粒含量較差，土壤通氣性和透水性較差，其抗沖性也較差；土壤容重、孔隙度可以較大程度反映土壤的松緊程度。土壤容重和孔隙度是土壤緊實(shí)程度的主要衡量指標(biāo)，土壤抗沖性與土壤緊實(shí)程度息息相關(guān)，土壤緊實(shí)程度在一定程度上能夠影響土壤顆粒被水流沖刷的速度。各復(fù)墾模式土壤容重的表現(xiàn)為：耕地>荒草地>榆樹(shù)林地>刺槐林地>混交林地>灌木林地。各復(fù)墾模式土壤毛管孔隙度為：灌木林地>混交林地>刺槐林地>榆樹(shù)林地>荒草地>耕地。非毛管孔隙度為：灌木林地>榆樹(shù)林地>混交林地>刺槐林地>荒草地>耕地。這是因?yàn)殡S著土壤容重的增加，土壤孔隙度的減小，土壤抗沖性能隨之減弱；有機(jī)質(zhì)是衡量土壤肥力水平的重要指標(biāo)，可以從微觀方面改善土壤的結(jié)構(gòu)及性狀，不同復(fù)墾模式有機(jī)質(zhì)含量表現(xiàn)為，混交林地>榆樹(shù)林地>刺槐林地>灌木林地>荒草地>耕地。喬木林地復(fù)墾模式有機(jī)質(zhì)高于灌木林地、荒草地和耕地，張愛(ài)國(guó)[25]、景可[26]等的研究表明，土壤的化學(xué)性質(zhì)對(duì)土壤抗沖性的影響較小，所以對(duì)抗沖性的提升并不明顯。

由表3可知，土壤容重、砂粒含量和粉粒含量與土壤抗沖性指數(shù)呈負(fù)相關(guān)，飽和含水率、毛管孔隙度、田間持水量、有機(jī)質(zhì)和黏粒含量與土壤抗沖性指數(shù)呈正相關(guān)，非毛管孔隙度與土壤抗沖性指數(shù)呈顯著正相關(guān)關(guān)系。上述分析表明復(fù)墾區(qū)土壤容重越大，孔隙度越小，黏粒含量越少，土壤結(jié)構(gòu)越松散，其抗沖性能越弱。在徑流短歷時(shí)的沖刷過(guò)程中，土壤容重越小，孔隙度越大，黏粒含量越高，土壤緊實(shí)程度越高，土壤不易被沖蝕、搬運(yùn)，表現(xiàn)出更強(qiáng)的抗沖性能。

3.2 植物根系對(duì)土壤抗沖性的影響

根系對(duì)土壤抗沖性的增強(qiáng)效應(yīng)是植被控制水土流失的重要方面[27]，植物根系能夠通過(guò)網(wǎng)絡(luò)串聯(lián)、根土粘結(jié)作用強(qiáng)化土壤抗沖性能[28]。由圖5可知，不同復(fù)墾模式下根密度大小依次為：刺槐林地>荒草地>灌木林地>混交林地>榆樹(shù)林地>耕地，根表面積密度大小依次為：灌木林地>混交林地>榆樹(shù)林地>刺槐林地>耕地>荒草地，根體積反映了植物根系所占的空間大小，不同復(fù)墾模式下大小依次為：灌木林地>刺槐林地>榆樹(shù)林地>混交林地>耕地>荒草地。不同復(fù)墾模式的根重大小依次為：灌木林地>混交林地>刺槐林地>榆樹(shù)林地>荒草地>耕地。通過(guò)分析根密度、根表面積、根體積和根重可以看出，灌木林地根系在表層密度大，與土體接觸多，形成了良好的根系網(wǎng)絡(luò)。

表3 土壤抗沖指數(shù)與土壤理化性質(zhì)相關(guān)性分析

注:**表示在0.01水平下極顯著，*表示在0.05水平下顯著，樣本總數(shù)為6。

圖5 不同復(fù)墾模式根系指標(biāo)

6種復(fù)墾模式的根系徑級(jí)分布特征可知(表4)，荒草地以≤1mm徑級(jí)為主，雖然荒草地根系密度較大，但是根系以細(xì)小須根為主，抵抗水流沖刷能力較差。灌木林地以≤1mm徑級(jí)和2～5mm徑級(jí)為主，擁有良好的根系網(wǎng)絡(luò)，對(duì)抗沖性提升明顯。榆樹(shù)林地、刺槐林地和混交林地植物根系以2～5mm和>5mm的根系為主，植物根系強(qiáng)壯且網(wǎng)絡(luò)較好，但是數(shù)量相對(duì)較少，在表層土壤中對(duì)抗沖性的提升不如灌木林地明顯。植物根系在土壤中交錯(cuò)穿插、網(wǎng)絡(luò)固持土壤，對(duì)抗沖性的增強(qiáng)主要取決于根系的纏繞和固結(jié)作用[29]。李強(qiáng)等[30]研究黃土風(fēng)沙區(qū)土壤抗沖性時(shí)得出植物根系的固持作用能增強(qiáng)土體穩(wěn)定性，提高其土壤抗沖性，進(jìn)而減少水土流失。綜合表土層各復(fù)墾模式的根系指標(biāo)，灌木林地和3種喬木林地根系網(wǎng)絡(luò)較好，相對(duì)粗大，尤其是灌木林地，在表層土壤中分布較好，對(duì)于土壤抗沖性提升作用明顯。而荒草地和耕地以細(xì)小的須根為主，沒(méi)有形成根系網(wǎng)絡(luò)，其質(zhì)量和數(shù)量對(duì)提升抗沖性并不明顯。

根系對(duì)土壤抗沖性的增強(qiáng)作用系指在相同條件下，有根土壤的流失量比無(wú)根土壤流失量減少的百分?jǐn)?shù)。不同復(fù)墾模式的根系分布特征不同，對(duì)土壤抗沖性產(chǎn)生的影響也不同，以土壤中無(wú)根系的樣點(diǎn)作為對(duì)照，其ANS為0.08 min/g為基礎(chǔ)計(jì)算根系對(duì)土壤抗沖性能的強(qiáng)化值，由圖6可知，不同復(fù)墾模式土壤抗沖性能強(qiáng)化值ΔANS范圍為0.06～0.73，強(qiáng)化百分率為28%～630%，根系對(duì)灌木林地抗沖性能的增強(qiáng)作用最強(qiáng)，顯著高于其他幾種復(fù)墾模式，這表明在相同徑流沖刷強(qiáng)度與相同沖刷時(shí)間條件下，灌木林地提高土壤抗沖性能的效果比其他5種復(fù)墾模式更明顯，其次是混交林地、刺槐林地、榆樹(shù)林地和荒草地，耕地根系對(duì)提高土壤抗沖性的作用最弱。呂剛等[19]對(duì)海州露天煤礦排土場(chǎng)邊坡抗沖性進(jìn)行了研究得出在相同沖刷強(qiáng)度和沖刷時(shí)間下，根系能顯著增強(qiáng)土壤抗沖性。與本研究結(jié)果一致。呂春娟等[18]在研究黃土區(qū)大型排土場(chǎng)植被根系的抗沖性時(shí)發(fā)現(xiàn)，灌木林地抗沖性最好。本研究與呂春娟的研究均得出灌木林地在排土場(chǎng)的抗沖性最好，從水土保持角度出發(fā)，建議在日后工礦區(qū)土地復(fù)墾中優(yōu)先考慮林地尤其是灌木林地復(fù)墾模式。

表4 不同復(fù)墾模式根系徑級(jí)分布

圖6 根系對(duì)土壤抗沖性強(qiáng)化特征

4 結(jié) 論

(1) 土壤沖刷過(guò)程中，不同復(fù)墾模式下的徑流含沙量在沖刷6 min內(nèi)變化幅度較大，隨著沖刷時(shí)間的延長(zhǎng)含沙量相對(duì)穩(wěn)固。在相同條件下，灌木林地徑流含沙量最小，耕地徑流含沙量最大。

(2) 土壤沖刷過(guò)程中，土壤抗沖性變化與土壤沖刷過(guò)程含沙量呈反比，隨土壤沖刷時(shí)間延長(zhǎng)，土壤抗沖性增強(qiáng)。不同復(fù)墾模式土壤平均抗沖性指數(shù)趨勢(shì)表現(xiàn)為灌木林地>刺槐林地>混交林地>榆樹(shù)林地>荒草地>耕地。

(3) 土壤抗沖性與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性研究表明，在沖刷過(guò)程中，土壤容重越小，孔隙度越大，黏粒含量越高，土壤緊實(shí)程度越高，土壤抗沖性越強(qiáng)。

(4) 不同復(fù)墾模式下，植物根系對(duì)土壤抗沖性具有強(qiáng)化作用，其變化特征表現(xiàn)為：ΔANS灌木林地>ΔANS刺槐林地>ΔANS混交林地>ΔANS榆樹(shù)林地>ΔANS荒草地>ΔANS耕地。植物根系對(duì)灌木林地土壤抗沖性特征強(qiáng)化最為明顯。