王月玲, 許 浩, 馬 璠, 萬海霞, 董立國, 韓新生, 蔡進軍

(1.寧夏農(nóng)林科學院荒漠化治理研究所, 寧夏防沙治沙與水土保持重點實驗室, 銀川 750002;2.寧夏農(nóng)林科學院 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所, 銀川 750002)

黃土區(qū)地形破碎，土壤抗蝕性差，植被覆蓋率低，是中國水土流失嚴重的地區(qū)之一，也是國家退耕還林生態(tài)修復的重點區(qū)域之一。近年來國家通過大面積的退耕還林還草、自然撂荒等生態(tài)修復工程，使該區(qū)域的生態(tài)環(huán)境得到了明顯的改善[1-4]。

土壤抗沖性是指土壤抵抗外力機械破壞作用的能力，是土壤抗侵蝕性能的重要方面[5]。造成黃土區(qū)土壤侵蝕劇烈的主要原因就是土壤抗沖性弱，從而使得土壤沖刷過程強烈?？箾_性受土壤理化性質(zhì)、土地利用類型、地形和氣候等多種因素影響。目前，我國學者已從多角度對黃土高原土壤抗沖性進行了大量的研究，李勇等[6]對植物根系與土壤抗沖性關系進行了研究，得出植物根系增強了土壤的抗沖力，提高了土壤抗沖性;張藝等[7]對典型流域不同土地利用類型的土壤抗沖性進行了研究，得出土壤抗沖性大小依次為:刺槐林>草地>梯田>果園>坡耕地;查小春等[8]對開墾地土壤抗沖性的時間變化進行了研究，得出林地具有很強的抗沖性能，一旦被開墾后，隨侵蝕年限的增長，土壤的抗沖性呈現(xiàn)減弱趨勢;張建軍等[9]研究了流量、糙率對不同植被條件土壤抗沖性的影響，得出土壤抗沖性隨流量的增大而減弱，糙率與土壤抗沖性呈現(xiàn)正相關;周佩華等[10]研究了土壤抗沖性的試驗方法和評價指標;王丹丹等[11]研究了坡度、枯落物、生物多樣性對刺槐×側(cè)柏混交退耕林地的土壤抗沖性，得出退耕林地的土壤抗沖性與坡度、枯落物及生物多樣性呈現(xiàn)顯著相關。但是，關于寧南黃土區(qū)典型林分土壤的抗沖性以及植被、土壤和氣候等影響因素的關系方面涉及不多，特別是林地土壤抗沖性與土壤水文物理關系的研究未見報道。寧南黃土區(qū)退耕還林近20 a來，生態(tài)環(huán)境得到了明顯的改善。在林地恢復過程中，以山杏、山桃、沙棘、山杏檸條混交為主要組成樹種的人工林水文特性及抗侵蝕能力怎樣?成為目前亟待解決的科學問題。為此，本研究以寧南黃土區(qū)4種典型林分山杏林、山桃林、山杏×檸條混交林、山杏×沙棘混交林為研究對象，比較不同林分改善土壤水文物理性質(zhì)以及土壤抗沖性強弱，并分析土壤抗沖性及相關物理性質(zhì)的相關性，以期為該區(qū)域退耕還林工程建設的生態(tài)功能評價及樹種配置提供科學的理論依據(jù)和技術支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于彭陽縣東北13 km處的白陽鎮(zhèn)中莊村，坐標為106°41′—106°45′E，35°51′—35°55′N，地貌類型屬于黃土高原腹部梁峁丘陵地，平均海拔為1 600～1 700 m，年平均氣溫7.6℃，年平均降水量420～500 mm，降水量集中且年內(nèi)分配不均，主要集中在7，8，93個月，而且降水的年際變差系數(shù)較大，雨量集中月份常以暴雨形式出現(xiàn)，易發(fā)局地暴雨洪水?！?0℃的積溫為2 200～2 750℃，境內(nèi)年蒸發(fā)量較大，干燥度(≥0℃的蒸發(fā)量)為1.21～1.99，無霜期140～160 d。研究區(qū)土壤類型以普通黑壚土為典型土壤，土壤母質(zhì)為黃土及黃土狀物，pH值在8.0～8.5，土層深厚，土質(zhì)疏松。植被類型以草原植被為基礎，生長有長芒草(StipabungeanaTrin.)、百里香(ThymusquinquecostatusCelak.)、西山委陵菜(PotentillasischanensisBge.ex Lehm.)、二裂委陵菜(PotentillabifurcaL.)、阿爾泰狗哇花(HeteropappusaltaicusNovopokr.)、達烏里胡枝子(LespedezadavuricaLaxm. Schindl.)等草本植物。其次還有中生和早中生的落葉闊葉灌叢、落葉闊葉林、草甸。人工植被以山杏(PrunussibiricaL.)、山桃(PrunusdavidianaFranch.)、沙棘(HippophaerhamnoidesLinn.)、檸條(CaraganakorshinskiiKom.)等為主。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地的選擇 本研究試驗地選擇寧南黃土區(qū)人工林立地條件基本一致的17 a生的山杏純林、山桃純林、山杏×沙棘混交林、山杏×檸條混交林4種典型林型為研究對象，樣地的基本情況見表1。

表1 樣地基本概況

1.2.2 土壤樣品的采集 于2019年5月在各人工林地樣地內(nèi)隨機挖取2個深30 cm的剖面，按從上到下斜對角線方式用100 cm3，200 cm3的環(huán)刀分別采取0—10 cm，10—20 cm，20—30 cm的原狀土樣，每層取3個重復，共6個重復，帶回實驗室進行待測。

1.2.3 土壤容重、總孔隙度和持水量等指標的測定 土壤容重、總孔隙度、土壤持水量等指標采用100 cm3環(huán)刀—浸泡法[12]進行測定。

1.2.4 土壤抗沖性測定 土壤抗沖性采用原狀土沖刷法進行測定，以蔣定生采用的水槽沖刷法為基礎，使用200 cm3的環(huán)刀進行取樣。200 cm3的環(huán)刀原狀土取回后，先自然風干。在試驗前一天，先將樣品浸泡6 h，然后取出靜置24 h開始沖刷試驗。本試驗沖刷槽坡度為20°，槽寬度為8 cm，設計單寬流量4 000 L/(h·m)，單次耗水量僅為16 L[13]，沖刷時間3 min。泥沙取樣用一個20 L容積的大塑料通接收。

1.2.5 數(shù)據(jù)處理方法 采用Excel 2016進行數(shù)據(jù)處理，用DPS 16.05和SPSS 19.0統(tǒng)計分析軟件進行單因素方差分析和相關分析，不同參數(shù)多重比較采用LSD法。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同人工林地土壤容重、孔隙度的差異

土壤容重和孔隙度代表土壤的松緊程度及孔隙狀況，是土壤物理性質(zhì)的重要指標。由圖1可以看出:在0—30 cm土層，不同林地土壤容重在1.02～1.23 g/cm3變化，不同林地同一土層間土壤容重差異顯著(p<0.05)。表土層0—10 cm土壤容重的排序為:山桃林(1.13 g/cm3)>山杏林(1.09 g/cm3)>山杏×沙棘林(1.08 g/cm3)>山杏×檸條林(1.02 g/cm3)，下層10—30 cm土壤容重的排序為:山杏×沙棘林(1.21 g/cm3)>山杏林(1.20 g/cm3)>山杏×檸條林(1.14 g/cm3)>山桃林(1.12 g/cm3)，可以看出混交林對表層土壤容重的改善明顯優(yōu)于純林，尤其是山杏檸條混交林，下層10—30 cm的土壤容重也明顯低于山杏純林。在垂直剖面上，各林地表層0—10 cm土壤容重明顯小于10—30 cm土層，10—20 cm和20—30 cm土層土壤容重同一林地差異均不顯著(p<0.01)。0—30 cm土層除了山桃林外，土壤容重隨著土層深度的增加總體呈現(xiàn)遞增的趨勢。

注:圖中小寫字母表明不同林地同一土層差異顯著性(p<0.05)，大寫字母表明同一林地不同土層差異顯著性(p<0.01)，圖中使用的誤差為標準差，下同。圖1 不同林地土壤容重和孔隙度的變化

在0—30 cm土層，不同林地土壤總孔隙度在52.51%～61.63%變化，土壤毛管孔隙度在40.39%～46.69%變化，土壤非毛管孔隙度在7.91%～17.80%變化。不同林地同一土層間土壤總孔隙度、毛管孔隙度和非毛管孔隙度存在顯著差異(p<0.05)。表土層0—10 cm土壤總孔隙的排序為:山杏×檸條林(61.63%)>山杏×沙棘林(59.99%)>山杏林(58.06%)>山桃林(57.26%)，下層10—30 cm土壤總孔隙度的排序為:山杏×檸條林(56.46%)>山杏林(55.50%)>山桃林(54%)>山杏×沙棘林(53.18%)，與土壤容重的變化順序基本相反。在垂直剖面上，表土層0—10 cm的土壤總孔隙度明顯高于下層10—30 cm，整個土層0—30 cm土壤總孔隙度基本上是隨著土層深度的加深呈現(xiàn)遞減的趨勢。10—20 cm和20—30 cm土層土壤總孔隙度的變化差異各林地均不顯著(p<0.01)。土壤毛管孔隙度0—30 cm土層排序基本為:山杏×檸條林(46.59%)>山杏林(44.23%)>山杏×沙棘林(43.11%)>山桃林(41.56%)，土壤非毛管孔隙度排序基本為:山桃林(13.84%)>山杏林(13.20%)>山杏×沙棘林(12.13%)>山杏×檸條林(11.31%)。

總體可以看出，不同林地表層0—10 cm土壤結(jié)構(gòu)松散，土壤容重較小，土壤總孔隙度和毛管孔隙度較大，說明混交林對表層土壤改善的優(yōu)勢明顯，尤其是山杏檸條混交林地，土壤結(jié)構(gòu)得到較大程度的改善。但是下層10—20 cm和20—30 cm土層變化差異不是很顯著。

2.2 不同人工林地土壤持水性能差異

土壤水分是土壤中營養(yǎng)循環(huán)流動與物質(zhì)轉(zhuǎn)化的載體，對不同林分類型土壤蓄水能力的研究有助于了解不同林分類型的森林土壤保水性能[14]。由圖2可以看出，不同林地土壤飽和持水量在42%～61.87%變化，0—30 cm土層土壤飽和持水量存在顯著差異(p<0.05)。不同林地0—10 cm土壤飽和持水量的排序為:山杏×沙棘林>山杏林>山杏×檸條林>山桃林。在垂直剖面上，表土層0—10 cm土壤飽和持水量均顯著高于10—30 cm土層，整個土層0—30 cm土壤飽和持水量基本上是隨著土層深度的加深，土壤飽和持水量呈現(xiàn)減少的趨勢，且差異極顯著(p<0.01)。10—20 cm和20—30 cm土層土壤飽和持水量的變化差異各林地均不顯著(p>0.05)。

圖2 不同林地土壤持水量變化

不同林地土壤毛管持水量在35.92%～45.77%變化。不同林地0—30 cm土層土壤毛管持水量存在顯著差異(p<0.05)。不同林地0—10 cm土壤毛管持水量的排序為:山杏×檸條林>山杏林>山杏×沙棘林>山桃林。在垂直剖面上，表土層0—10 cm土壤毛管持水量基本上顯著高于10—30 cm土層，整個土層0—30 cm土壤毛管持水量基本上是隨著土層深度的加深呈現(xiàn)減少的趨勢，且差異極顯著(p<0.01)。10—20 cm和20—30 cm土層土壤毛管持水量的變化差異各林地變化均不顯著(p>0.05)。

不同林地土壤田間持水量在25.92%～31.63%變化。不同林地0—30 cm土層土壤田間持水量存在顯著差異(p<0.05)。不同林地0—10 cm土壤田間持水量的排序為:山杏×檸條林>山杏林>山杏×沙棘林>山桃林。在垂直剖面上，表土層0—10 cm土壤田間持水量均顯著高于10—30 cm土層，10—20 cm和20—30 cm土層土壤田間持水量的變化差異除了山桃林差異極顯著(p<0.01)外，其他林地變化均不顯著(p>0.05)。

總體可以看出，在0—30 cm土層，不同林分在土壤垂直剖面分層上持水能力大部分存在顯著差異(p<0.01)。土壤飽和持水量、土壤毛管持水量和土壤田間持水量的最大值基本都出現(xiàn)在0—10 cm表層土壤，下層10—30 cm土層各林地持水量的變化不顯著。另外，在0—10 cm土層，山杏×檸條混交林的土壤飽和持水量、毛管持水量與田間持水量都與其他3種林分類型差異顯著(p<0.05)，土壤毛管持水量和田間持水量的大小排序均為山杏×檸條林>山杏林>山杏×沙棘林>山桃林。

2.3 不同人工林地土壤抗沖性能

土壤抗沖性是表征土壤抵抗外營力機械破壞能力的指標之一，反映特定狀態(tài)下土壤在水蝕環(huán)境中的流失情況。由于土壤的沖刷主要集中在表層土壤，本研究對土壤抗沖性的分析主要為表層土壤(0—30 cm)。由圖3可以看出，在表土層0—10 cm，從不同人工林土壤泥沙沖刷量變化可以看出，泥沙量最大的是山桃林，達到13.38 g，其次是山杏林，山杏沙棘林，分別為3.23 g，2.04 g，山杏檸條林最低為，為1.2 g，說明混交林在0—10 cm的土層中沖刷量要明顯低于純林。另外從圖3中，也可以看出在0—10 cm土層，抗沖系數(shù)和抗沖耗能的變化規(guī)律剛好與泥沙量相反，混交林的抗沖系數(shù)和抗沖耗能明顯的要高于純林。說明泥沙沖刷量越小，土壤抗沖性能越高。在0—10 cm土層，抗沖系數(shù)最大的是山杏檸條混交林，達到52.34 (L·min)/g，其次是山杏沙棘林、山杏林、山桃林，分別為40.93 (L·min)/g,31.49 (L·min)/g,9.73 (L·min)/g;在0—10 cm土層，抗沖耗能最大的也是山杏檸條混交林，達到16.13 J/g，其次是山杏沙棘林、山杏林、山桃林，分別為10.30 J/g,5.31 J/g,1.09 J/g。另外，從表2不同人工林的變異數(shù)可以看出，表土層0—10 cm的土壤泥沙量、土壤抗沖系數(shù)和抗沖耗能的變異系數(shù)變異性極大，泥沙量變異數(shù)最高為1.22，最低為0.54;抗沖系數(shù)的變異性最高達到1.55，最低為0.70;抗沖耗能變異系數(shù)最高達到1.57，最低為0.66。從統(tǒng)計學上，這時的平均值所具有的代表性意義不是很大。方差分析也表明，不同林地在0—10 cm土層不在顯著差異(p<0.05)。

表2 不同人工林地0-30 cm土層土壤泥沙量、抗沖系數(shù)和抗沖耗能變異系數(shù)

圖3 不同人工林地0-30 cm土層土壤抗沖指標變化

在10—20 cm和20—30 cm土層，不同人工林地的土壤泥沙量、土壤抗沖系數(shù)和土壤抗沖耗能的變化規(guī)律基本是一致的。在垂直剖面，土壤泥沙量隨著土層深度的增加總體呈現(xiàn)出遞增趨勢(除山桃林外)，抗沖系數(shù)和抗沖耗能隨著土層深度的增加總體呈現(xiàn)遞減趨勢。

2.4 不同林分類型土壤水文物理指標及抗沖性的相關性分析

本文采用Person相關系數(shù)描述各指標間的相關分析，由表3可以看出，土壤容重與土壤總孔隙度、毛管持水量、田間持水量、抗沖系數(shù)均呈現(xiàn)極顯著的負相關，其中以土壤容重與土壤總孔隙度的相關性最好，相關系數(shù)為-0.813;土壤總孔隙度與土壤田間持水量、抗沖系數(shù)呈現(xiàn)極顯著的正相關關系，與最大持水量、毛管持水量、非毛管孔隙度呈現(xiàn)顯著的正相關關系，毛管孔隙度與毛管持水量呈現(xiàn)極顯著的正相關關系，非毛管孔隙度與最大持水量呈現(xiàn)極顯著的正相關關系，毛管持水量、田間持水量均與抗沖系數(shù)呈現(xiàn)極顯著正相關關系，與其他學者研究結(jié)果一致[15]。反映出土壤總孔隙度與非毛管孔隙度越大，土壤的最大持水量越高，則土壤的持水性能越好，土壤的抗沖性能就越強。

表3 土壤抗沖性及水文物理性質(zhì)的相關性

3 討論與結(jié)論

由于所使用的造林樹種不同，4種退耕還林模式的恢復效果也不相同。本研究發(fā)現(xiàn):不同人工林地表層0—10 cm土壤結(jié)構(gòu)松散，土壤容重較小，土壤總孔隙度較大，且差異均極顯著(p<0.01)。10—20 cm和20—30 cm土層土壤容重和土壤總孔隙度同一林地差異均不顯著(p<0.05)。0—30 cm土層不同林地土壤容重隨著土層深度的增加總體呈現(xiàn)遞增的趨勢，土壤總孔隙度的變化趨勢剛好與之相反，與張曉梅[16]、顧宇書[17]等對森林土壤物理性質(zhì)隨土層變化的研究結(jié)論相一致。4種林分土壤總孔隙度變化范圍為52.51%～61.63%，這與魯紹偉等[18]對中國大部分森林生態(tài)系統(tǒng)土壤總孔隙度范圍為40%～60%的研究結(jié)果基本相吻合。0—10 cm土層內(nèi)以混交林土壤容重最小，土壤總孔隙最大，總體反映出混交林對表層土壤改善的優(yōu)勢明顯，尤其是山杏檸條混交林地，土壤結(jié)構(gòu)得到較大程度的改善，但是下層10—20 cm和20—30 cm土層變化差異不是很顯著。

土壤容重和孔隙度是影響土壤蓄水能力的關鍵因素，本研究表明不同林分在0—30 cm土層，垂直剖面分層上土壤持水能力大部分存在顯著差異(p<0.01)。土壤飽和持水量、土壤毛管持水量和土壤田間持水量的最大值基本都出現(xiàn)在0—10 cm表層土壤，下層10—30 cm土層各林地持水量的變化不顯著。另外，在0—10 cm土層，山杏×檸條混交林的土壤飽和持水量、毛管持水量與田間持水量都與其他3種林分類型差異顯著(p<0.05)，土壤毛管持水量和田間持水量的大小排序均為山杏×檸條林>山杏林>山杏×沙棘林>山桃林?？傮w表明山杏檸條混交林的持水性明顯高于純林，有較好的水源涵養(yǎng)能力。這與韋潔[19]、李民義[15]對人工純林和混交林對土壤水文物理性質(zhì)的變化研究相一致?？傮w上反映出混交林在改良土壤物理性質(zhì)、涵養(yǎng)水源功能方面發(fā)揮的作用要優(yōu)于純林。4種典型林地的室內(nèi)土壤抗沖性試驗表明:在表土層0—10 cm，泥沙量最大的是山桃林，其次是山杏林，山杏沙棘林，山杏檸條林最低為，說明混交林在0—10 cm的土層中沖刷量要明顯低于純林?？箾_系數(shù)和抗沖耗能的變化規(guī)律剛好與泥沙量相反，說明混交林的抗沖系數(shù)和抗沖耗能明顯的要高于純林，與蘇成西[20]對不同退耕還林模式中混交林較純林改良土壤效果要好，土壤抗沖性能強的研究結(jié)論相一致?？傮w反映出不同人工林地表土層0—10 cm泥沙沖刷量越小，土壤抗沖性能越高。在10—20 cm和20—30 cm土層，不同人工林地的土壤泥沙量、土壤抗沖系數(shù)和土壤抗沖耗能的變化規(guī)律基本是一致的。

土壤水文物理指標受成土過程影響的同時也影響林地的持水性能，各物理指標在一定程度上存在關聯(lián)[21]。經(jīng)相關性分析表明，4種典型林地土壤抗沖性與土壤物理性質(zhì)關系密切。土壤容重、土壤總孔隙度、土壤毛管持水量和田間持水量均是影響土壤抗沖性的關鍵指標，與李超等[22]的研究結(jié)論相一致。土壤抗沖性與土壤容重呈現(xiàn)極顯著的負相關關系，與土壤總孔隙度、毛管持水量和田間持水量呈現(xiàn)顯著的正相關關系?？傮w反映出土壤總孔隙度與非毛管孔隙度越大，土壤的最大持水量越高，則土壤的持水性能越好，土壤的抗沖性能就越強。因此，結(jié)合本研究中土壤水文物理性質(zhì)和抗沖性能的綜合分析結(jié)果，建議在該區(qū)域的生態(tài)建設及水土保持林結(jié)構(gòu)調(diào)整中，應選擇合適的造林樹種和樹種配置，提倡混交造林，為更好地評價黃土丘陵區(qū)退耕還林工程的生態(tài)功能提供科學的理論依據(jù)。