陸朝陽 王洪雨 薛婷婷 劉文祥，2 陳曉光 于寒青，*

（1中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京 100081；2長江水利委員會長江科學院重慶分院，重慶 400026）

我國南方紅壤丘陵區(qū)特殊的地形、氣候以及土壤質(zhì)地極易引起水土和養(yǎng)分流失［1-2］。盡管近期該區(qū)域森林面積逐年遞增，平均森林覆蓋率達52.87%，但約77%是馬尾松，單一林分結(jié)構(gòu)導致林下水土流失仍然存在［3］，林地水土流失引起土壤結(jié)構(gòu)惡化和植被生長受阻，進一步導致林地退化［4］，“遠看青山在，近看水土流”的問題十分突出，嚴重影響該區(qū)域的社會經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)環(huán)境質(zhì)量。

隨著生態(tài)保護意識的提高和水土保持工作的加強，已有許多學者在該區(qū)水土流失防治、低效林改造、生態(tài)環(huán)境改善等方面開展了一系列研究，主要通過采取工程措施、生物措施或多種方式相結(jié)合的綜合防治措施來減少水土流失及土壤碳氮養(yǎng)分流失、恢復植被和提高土壤質(zhì)量［5-12］。因此，考慮本土先鋒植物的喬、灌、草復合配置結(jié)合水保工程措施可形成最優(yōu)資源配置，從而有效提升水土保持措施的生態(tài)效益［13］。

如何經(jīng)濟、有效的快速定量評價不同恢復措施的有效性對區(qū)域生態(tài)效益評估和水保措施制定具有重要意義，同時在方法上也是一個挑戰(zhàn)。徑流小區(qū)法［14］、稀土元素示蹤法［15］、通用土壤流失方程（universal soil loss equation，USLE）［17］等傳統(tǒng)方法均存在物力成本高、環(huán)境破壞嚴重和需要其他數(shù)據(jù)支撐等問題。環(huán)境放射性核素（fallout radionuclides，F(xiàn)RNs，137Cs，210Pbex和7Be）示蹤技術(shù)是通過比較研究區(qū)域與背景值點的核素差異來反映土壤侵蝕的一種方法，具有便捷的一次性野外調(diào)查、量化程度高、結(jié)果可靠等特點［18］。其中，7Be 是一種天然放射性核素，由大氣宇宙射線的轟擊產(chǎn)生（半衰期53.3 d），隨降雨穩(wěn)定地沉降于地表景觀。鑒于紅壤區(qū)137Cs環(huán)境本底值低，以及210Pbex不適用評價短期侵蝕速率，7Be在評價次降雨或季節(jié)性短期土壤侵蝕速率的優(yōu)勢尤為突出，近年來得到廣泛應(yīng)用并證實7Be對土壤養(yǎng)分變化有一定指示作用［19-20］，但基于7Be技術(shù)的紅壤區(qū)林下劣地恢復措施的有效性評價研究仍鮮有報道。

本研究以江西寧都典型紅砂巖地侵蝕退化馬尾松林地為研究對象，采用7Be 示蹤技術(shù)及野外小區(qū)監(jiān)測，明確不同恢復措施下林下劣地次降雨土壤及碳氮養(yǎng)分流失的變化特征，定量評價不同恢復措施的有效性，通過7Be 與土壤養(yǎng)分元素和植被因子之間的關(guān)系，探討土壤侵蝕對土壤碳氮養(yǎng)分的影響，以期為紅壤區(qū)林下侵蝕劣地水土流失治理措施制定與生態(tài)效益評估提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗區(qū)位于江西省贛州市寧都縣石上鎮(zhèn)（116°02′31″E，26°41′46″N），見圖1。該區(qū)域?qū)僦衼啛釒Ъ撅L濕潤氣候，平均海拔1 454.9 m，年降雨量1 500～1 700 mm。4到6月降雨量占全年降雨量的40%～70%，7到9月降雨明顯減少，這一時期易形成伏、秋旱，年均氣溫14～19 ℃，多年平均日照時數(shù)1 938.8 h、無霜期為279 d。區(qū)域地貌以山地、丘陵為主，土壤主要為花崗巖和紅砂頁巖發(fā)育紅壤，土壤肥力較低，可蝕性較強。試驗區(qū)主要植被類型為馬尾松、鐵芒萁，植被覆蓋度低，基巖裸露，林下水土流失嚴重。

圖1 試驗區(qū)位置示意圖Fig.1 The location of study site

試驗區(qū)土壤基本理化性質(zhì)：pH 值4.72，有機碳含量2.96 g·kg-1，全氮含量0.22 g·kg-1，堿解氮含量24.07 mg·kg-1，土壤砂粒（0.05～2 mm）、粉粒（0.002～0.05 mm）和黏粒（＜0.002 mm）含量分別為83.77%，10.63%和5.60%。

1.2 試驗設(shè)計

以2012 年飛播馬尾松治理的紅砂頁巖紅壤區(qū)林下劣地作為試驗樣地，選取水土保持工程和本地典型先鋒植被復合配置措施，在2018 年4 月布設(shè)隨機區(qū)組試驗，試驗共設(shè)置7 個處理：無恢復措施（CT）、魚鱗坑+喬草（FG）、魚鱗坑+喬灌（FS）、魚鱗坑+喬灌草（FGS）、小水平溝+喬草（FGP）、小水平溝+喬灌（FSP）、小水平溝+喬灌草（FGSP），每個處理小區(qū)規(guī)格為15 m×15 m（圖2）。

圖2 各處理試驗小區(qū)布設(shè)示意Fig.2 Schematic layout of experimental plots

以等高線為基準挖掘小水平溝（規(guī)格：長4～5 m，寬0.4 m，深0.4 m），用挖穴土在下方拍實作?。ㄒ?guī)格：埂頂寬0.3 m，埂高0.4 m），每個坡位設(shè)置1 個小水平溝；魚鱗坑開挖面呈半圓形（規(guī)格：直徑約0.8 m，深0.5 m，埂頂寬0.1 m，埂高0.15 m），按“品”字形分布設(shè)置魚鱗坑。在全坡面地表裸露處挖小穴種植本地先鋒植被，灌木包括胡枝子（Lespedeza bicolorTurcz.）、紫穗槐（Amorpha fruticosa），草本包括寬葉雀稗（PaspalumwettsteiniiHackel.）、百喜草（Paspalum natatu）、香根草（Vetiveria zizanioides）。在魚鱗坑內(nèi)引種喬木杜英（Elaeocarpus decipiensHemsl.）、木荷（Schima superba）、楓香（Liquidambar formosana）。引種喬木和灌木前分別在魚鱗坑種植穴內(nèi)施入復合肥和有機肥0.2、0.5 kg和0.1、0.2 kg；引種草種前按1∶2.5∶5的比例將草種、鈣鎂磷肥和表土等物料混勻，然后撒入種植穴，覆土填平［13］。

1.3 樣品采集及處理

1.3.1 樣品采集 布設(shè)試驗前（2018年4月），利用分層隨機采樣法［13］進行土壤背景值樣品采集。即將每個試驗小區(qū)按5 m×5 m 的規(guī)格分為9 層（格子），每層（格子）重復采集3個土壤樣品（A、B 和C）。每個試驗小區(qū)共布設(shè)27 個點位，采用隨機方程賦予每層（格子）采樣點坐標，并命名為A1、B1、C1、…、A9、B9、C9，根據(jù)當?shù)赝翆雍穸扔弥睆綖?0 mm的土鉆采集0～10 cm土層土樣，相同字母編號樣品混合，7個試驗小區(qū)共21個混合樣品，以降低分析成本并保證樣本具有代表性。風干后，一部分土樣沿土體結(jié)構(gòu)輕輕掰成直徑約1 cm 的小土塊，把干篩分取的風干土壤樣品按比例配成100 g 的水沙混合物，用于水穩(wěn)性團聚體的測定；剩余土樣一部分過2 mm篩，用于土壤pH值、速效氮含量的測定，另一部分過0.15 mm篩，用于土壤有機碳和全氮含量的測定。

2022年6月17日至6月22日（總降雨量63.4 mm，最大降雨量為30.4 mm，最小降雨量為3.2 mm，6月17日平均雨強為4.34 mm·h-1）降雨結(jié)束后，利用表土層取樣器采集0～2 cm 土壤樣品。同樣采用分層隨機采樣法，每層（格子）重復采集3個土壤樣品（A、B 和C）混合為1個樣品，7個試驗小區(qū)共63個混合樣品，去除雜物后過2和0.15 mm篩，分別測定7Be比活度（Bq·kg-1）、土壤速效氮和有機碳、全氮含量。

1.3.2 參考點 準確的7Be 參考點（reference site，RS）是利用轉(zhuǎn)換模型估算土壤侵蝕速率的關(guān)鍵，在試驗地坡頂部平坦部位建立3個1 m×1 m小區(qū)作為參考點，不做任何處理，在降雨期前去除雜草以防止其對7Be的攔截。每個小區(qū)采集3 個0～2 cm 土壤剖面，同時采集0～20 mm 剖面分層樣品：在0～10 mm 剖面中以2 mm 一層采集分層樣品，以5 mm遞增采集10～20 mm剖面分層樣品，以確定7Be轉(zhuǎn)換模型中的剖面輪廓質(zhì)量深度（h0）［21］。通過計算得出參考點7Be 面積活度為（212.08±43.23）Bq·m-2，剖面輪廓質(zhì)量深度h0為5.90 kg·m-2。

1.4 植被蓋度、土壤養(yǎng)分及7Be活度測定

植被覆蓋度（vegetable coverage，VC）的測定采用樣帶法［22］，將每個試驗小區(qū)劃分為9 個5 m×5 m 的樣地，沿樣地對角線設(shè)置1條調(diào)查樣帶，在樣帶內(nèi)以0.1 m為間隔連續(xù)采樣，記錄接觸樣帶線植物個體數(shù)，按植物類型分成喬木（F）、草類（G）、灌木（S），其中出現(xiàn)植被樣數(shù)占總樣數(shù)的比值即為總植被蓋度（VC），共調(diào)查63 個樣地。土壤理化性質(zhì)參照《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》測定［23］，其中，土壤pH 值采用PHS-3C 玻璃電極pH 計（雷磁，上海）測定，土水比1∶2.5；土壤有機碳（soil organic carbon，SOC）含量采用K2Cr2O7—H2SO4外加熱法測定；土壤全氮（total nitrogen，TN）含量采用半微量凱氏定氮法測定；土壤速效氮（available nitrogen，AN）含量采用1.0 mol·L-1NaOH堿解擴散法測定。

土壤水穩(wěn)性團聚體組成采用濕篩法測定，分離出＞2、2～0.25、0.25～0.053、＜0.053 mm粒級，按公式（1）計算各粒級水穩(wěn)性團聚體質(zhì)量百分比（R）。

式中，MTi為第i粒級團聚體質(zhì)量（g）；MT為團聚體總重量（g）。

7Be活度利用配有高分辨率高純鍺（HPGe）探測器的BE5030 伽馬能譜儀（美國Canberra 公司）測定，該檢測器的效率為42.75%，分辨率為1.92 keV。在能量峰477.6 keV 下測試7Be 的質(zhì)量活度，其計數(shù)時間為43 200～86 400 s，測量結(jié)果的分析精度約為±10%。

1.5 7Be面積活度殘留率

式中，CBe為坡面采樣點7Be 面積活度；CRS為參考點7Be面積活度。

1.6 利用7Be 評價土壤侵蝕速率與碳氮磷養(yǎng)分流失速率

本研究所選取的試驗區(qū)域為林下侵蝕劣地，計算模型選用Walling 的7Be 土壤剖面分布模型（profile distribution model，PDM）［24-25］，計算公式如下：

該轉(zhuǎn)換模型是基于假設(shè)：7Be在土壤剖面的分布可用指數(shù)函數(shù)描述：

式中，x為質(zhì)量深度（kg·m-2）；CBe(x)為x處7Be 質(zhì)量活度（Bq·kg-1）；CBe(0)為地表（即x=0）7Be 質(zhì)量活度（Bq·kg-1）；h0為剖面輪廓系數(shù)（kg·m-2）。

7Be 背景值A(chǔ)ref（Bq·m-2）為未發(fā)生土壤流失和沉積的平坦地面上7Be的面積活度，計算公式如下：

質(zhì)量深度x以下7Be 面積活度ABe(x)計算公式如下：

對于侵蝕區(qū)，轉(zhuǎn)換模型假設(shè)侵蝕作用使厚度為h（kg·m-2）質(zhì)量深度的整個薄層土壤流失掉，且h = RBe，土壤侵蝕速率RBe（t·hm-2·event-1）計算公式為：

土壤養(yǎng)分流失速率Ceros計算公式如下：

式中，Ceros為次降雨土壤養(yǎng)分流失量（t·hm-2·event-1）；C 為受侵蝕原位表層土壤養(yǎng)分含量（g·kg-1）；P 為養(yǎng)分富集系數(shù)（enrichment ratio，ER）。流失細顆粒泥沙對養(yǎng)分物質(zhì)的強烈吸附可造成流失泥沙養(yǎng)分物質(zhì)含量高于原位土壤，這種富集作用可用養(yǎng)分富集系數(shù)P表示；但大多數(shù)研究中將P 默認為1，即不考慮富集作用［26］，本研究試驗區(qū)域土壤機械組成中細顆粒泥沙占比較低，其富集作用可忽略不計，因此本研究將P賦值為1。

1.7 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2019 處理試驗數(shù)據(jù)。利用單因素方差分析（one-way ANOVA）檢驗不同處理間RBe、SOC、TN和AN 變化的差異顯著性（Duncan，α=0.05），采用Pearson 法對SOC、TN、AN、VC 和7Be 作簡單相關(guān)性分析；并運用SPSS 26.0 軟件構(gòu)建多元逐步線性回歸模型，分析碳氮養(yǎng)分流失的主要影響因素。使用Origin 2021b軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同恢復措施下7Be 面積活度和土壤侵蝕速率變化

由表1可知，F(xiàn)GSP、FGS處理7Be面積活度較高，分別為197.58、196.35 Bq·m-2，顯著高于CT（P＜0.05）。與參考點相比，F(xiàn)GSP、FSP、FGP、FGS、FS、FG處理的7Be殘留率分別為-6.84%、-33.13%、-22.06%、-7.42%、-13.40%、-23.70%，表明均發(fā)生了土壤流失。各恢復措施土壤侵蝕速率均小于對照，從小到大依次為FGSP＜FGS＜FS＜FGP＜FG＜FSP，其中FGSP、FGS 處理侵蝕速率較低，分別為4.43、4.94 t·hm-2·event-1，顯著低于CT及FSP 處理（P＜0.05），與其余處理差異不顯著，同時，F(xiàn)GSP、FGS 處理的減蝕率也較高，分別為85.49%、83.81%。上述結(jié)果表明，兩個工程措施區(qū)組中喬灌草復合措施（FGSP 和FGS）減蝕效果較好，但不同工程措施之間差異不顯著。

表1 不同處理土壤7Be面積活度、7Be殘留率、土壤侵蝕速率及減蝕率的變化Table 1 Variation of 7Be inventory， 7Be residual percentage， soil erosion rate and percentage of sediment reduction under different treatments

2.2 不同恢復措施下土壤碳氮磷養(yǎng)分含量及流失速率

試驗實施4年后，不同恢復措施SOC含量為5.35～7.09 g·kg-1。各恢復措施SOC 含量較CT 的增幅均高于20%，其中，F(xiàn)GSP、FGP 的SOC 含量顯著高于CT（P＜0.05），但與其他處理差異不顯著（圖3-A）。除FSP外，各恢復措施SOC 流失速率較CT 的降幅均高于30%，其中FGSP 和FGS 的SOC流失速率（28.71、31.67 kg·hm-2·event-1）較CT 顯著降低（P＜0.05）。此外，小水平溝和魚鱗坑工程措施區(qū)組中喬灌草復合植被措施的SOC流失速率最低，即：FGSP＜FGP、FSP，F(xiàn)GS＜FG、FS，說明復合植被結(jié)合不同工程措施對SOC 流失速率降低效果好于單項植被措施（圖3-B）。

圖3 不同處理土壤有機碳、全氮及速效氮含量及其流失速率的變化Fig.3 Variation of SOC， TN and AN concentration and its loss rate under different treatments

由圖3-C、D可知，除FSP、FS外，各恢復措施TN含量較CT 的增幅均高于30%，其中FGS、FGSP 的TN 含量較高，分別為0.70、0.69 g·kg-1，顯著高于CT處理（P＜0.05）。相較于CT，各恢復措施TN 流失速率均有所下降，F(xiàn)GSP 降幅最高，為81.64%，F(xiàn)GSP 和FGS 的TN 流失速率較低，分別為2.73、3.33 kg·hm-2·event-1，顯著低于CT（P＜0.05）。綜上，TN 整體變化趨勢與SOC 一致，兩個水保工程區(qū)組內(nèi)喬灌草復合植被措施減少TN流失效果最優(yōu)。

由圖3-E、F 可知，不同于SOC、TN 含量變化特征，除FGP 外，各恢復措施AN 含量相較于CT 均有所下降，其中，F(xiàn)G 降幅最高，為30.68%，F(xiàn)G、FSP 的AN 含量（18.48、18.80 mg·kg-1）顯著低于CT（P＜0.05）。AN 流失速率變化特征整體與SOC 一致，F(xiàn)GS 和FGSP 的AN流失速率較低，分別為0.09、0.12 kg·hm-2·event-1。與CT 相比，各恢復措施AN 流失速率有明顯下降，除FGP、FSP 外，各處理AN 流失速率均顯著低于CT（P＜0.05），且降幅均高于60%，說明魚鱗坑工程措施能夠有效抑制坡面林下土壤中AN的流失。

2.3 不同恢復措施下植被蓋度的變化

各恢復措施下坡面植被蓋度變化特征顯示（圖4），與CT 相比，各恢復措施的植被蓋度均有明顯提升，F(xiàn)GSP、FSP、FGP、FGS、FS、FG 分別提升42.50、29.06、49.60、11.22、25.19、39.69 個百分點，其中FGP 植被蓋度最高，為79.63%，F(xiàn)GSP（72.53%）和FG（69.72%）次之，此外，F(xiàn)GS 的植被蓋度顯著低于小水平溝區(qū)組（FGSP、FSP、FGP），而FG和FS處理間無顯著差異。

圖4 不同處理植被蓋度的變化Fig.4 Vegetation coverage under different treatments

2.4 7Be與土壤養(yǎng)分及植被指標的相關(guān)性分析和碳氮流失回歸分析

為研究林下劣地水土流失速率對恢復措施的響應(yīng)，分析了7Be 面積活度與土壤養(yǎng)分含量和植被蓋度之間的相關(guān)性，結(jié)果表明（圖5），7Be 面積活度和SOC、TN、AN 含量及VC 呈顯著或極顯著正相關(guān)，說明7Be 與SOC、TN、TP、AN是同一物理運移。

圖5 土壤7Be面積活度與土壤養(yǎng)分含量及植被蓋度的線性擬合及相關(guān)性分析Fig.5 Linear fitting and correlation analysis of 7Be inventory with soil nutrients and vegetation indicators

逐步回歸分析結(jié)果表明（表2），RBe和VC對SOC流失速率變異的綜合解釋為94.7%（P＜0.001），說明RBe和VC是SOC流失速率差異的主導因子；RBe、TN和VC能共同解釋TN 流失速率98.3%的變異程度（P＜0.001），說明RBe、TN 和VC 是控制TN 流失速率變異的主要因子；而RBe解釋AN流失速率變異的85.6%（P＜0.001）。

表2 土壤碳氮養(yǎng)分流失與各因子的逐步回歸分析Table 2 Stepwise regression analysis of SOC， TN and AN loss with various factor

3 討論

3.1 不同恢復措施對土壤7Be 面積活度及土壤侵蝕速率的影響

采取恢復措施4年后，各恢復措施的7Be面積活度均小于參考點值，定性表明不同恢復措施仍有土壤侵蝕，但7Be 面積活度在喬灌草混交模式（FGSP、FGS）顯著高于對照處理。一方面小水平溝的邊行優(yōu)勢可優(yōu)化植物生長環(huán)境，魚鱗坑能很好地促進坡面植被和措施內(nèi)植被的自然恢復，攔截更多降雨和7Be 沉降并吸附到土壤，另一方面復合植被措施的冠層結(jié)構(gòu)優(yōu)于單一植被，7Be攔截效果更佳。

研究表明，植被對7Be 的吸附攔截會對土壤侵蝕速率估算精度產(chǎn)生一定的影響［27］，雖然本研究各恢復措施植被總蓋度最高可達到70%以上，但裸地占各坡面總面積的百分數(shù)平均為37.09%，總體坡面近地表植被呈斑駁分布，基于分層隨機采樣法的樣品大多來自于裸地和少量草地，這與Porto 等［28-29］的研究一致，即在不連續(xù)的、斑駁的地表植被覆蓋坡面上采集7Be 樣品并結(jié)合7Be 侵蝕量估算模型獲得的結(jié)果是可接受的。張風寶等［30］以坡面生長期內(nèi)的植物為研究對象，發(fā)現(xiàn)7Be 截留率與單位面積植物量成正比，坡面7Be 的植被截留吸收率為3.35%～8.44%，處于較低水平。本研究引種的喬木均是3～4 年林齡的幼林，近地表植被覆蓋斑駁，因此單位面積植物量相對成熟林較?。淮送?，本研究所引種喬木為杜英等闊葉喬木，相比單一針葉林的冠層比表面積小，對7Be 截留量小，降雨透流率高，7Be 更易通過樹干徑流進入土壤［31］，綜上所述，冠層截留對土壤侵蝕速率估算的影響不大，在本研究中可忽略不計。

本研究基于7Be示蹤技術(shù)估算的次降雨土壤侵蝕速率為4.43～24.04 t·hm-2·event-1，與三峽庫區(qū)（23.50 t·hm-2·event-1）［19］和廣西紅壤區(qū)（3.40～26.20 t·hm-2·event-1）［21］利用該技術(shù)估算的結(jié)果基本一致。但土壤侵蝕估算結(jié)果受土壤質(zhì)地、植被覆蓋以及人為干擾程度的影響，如巴西Serra Verde河流域內(nèi)主要土地利用類型為牧場，土壤以粘土為主，導致土壤侵蝕速率相對較高（42.20 t·hm-2·event-1）［32］。本研究中喬灌草植被混交模式土壤侵蝕速率最低，減蝕量最高，說明該模式下水土保持效益最優(yōu)。究其原因，首先，小水平溝坑體蓄積降雨以消減洪峰［33］，魚鱗坑分段、分片切斷徑流［34］；其次，植被地上部分削弱雨滴濺蝕力度［10，35］，地下根系部分增強土壤團聚體穩(wěn)定性［36-37］，綜合減蝕效果優(yōu)于單一植被。土壤侵蝕速率在FSP 處理下顯著高于FGSP、FGS 處理，這可能是由于FSP 處理坡面與試驗地坡頂小道毗鄰，試驗期間存在預埋電線桿等人為活動擾動，因而導致土壤侵蝕速率顯著升高［38-39］。值得注意的是，本研究中不同工程措施區(qū)組的土壤侵蝕速率之間差異不顯著，說明相較于恢復措施的短期效應(yīng)，實施恢復措施4 年后，植被覆蓋對減少林下劣地土壤流失起主要作用。這與陳洋等［40］和Huang 等［41］的研究結(jié)果一致，即在低雨強、長歷時的降雨下，植被截留與削弱雨滴動能效果最好，是侵蝕發(fā)生的首要控制因素。

3.2 不同恢復措施對土壤碳氮含量及流失速率的影響

林下侵蝕劣地采用恢復措施后，土壤SOC、TN 含量相較對照組均有不同程度提升。這可能是由于喬、灌、草恢復模式下，植被生物量和多樣性的提高使土壤養(yǎng)分輸入途徑增多，地表凋落物分解產(chǎn)生的有機質(zhì)和氮磷元素含量增加［42］，植物根系分泌有機酸促進土壤養(yǎng)分周轉(zhuǎn)［43］，土壤肥力和結(jié)構(gòu)得以提高和改善；此外，試驗初期所施用的有機肥、復合肥和鈣鎂磷肥也有利于土壤碳氮積累。本試驗前期研究結(jié)果也表明，本土先鋒植被與工程措施復合配置可在短期內(nèi)提高林下侵蝕劣地土壤SOC、TN、AN 含量，且土壤碳氮含量在小水平溝區(qū)組顯著高于魚鱗坑區(qū)組［13］。而隨著恢復措施實施年限的增長（4 年），土壤養(yǎng)分含量在不同工程措施區(qū)組之間未表現(xiàn)出顯著差異，與Li等［44］的研究結(jié)果一致，即在三峽庫區(qū)實施生態(tài)工程中長期（8 年）后，土壤碳氮流失被有效控制，但養(yǎng)分含量在處理之間無顯著差異。

與養(yǎng)分含量變化特征不同，SOC、TN 及AN 流失速率變化特征一致。在實施恢復措施4 年后，SOC、TN、AN 流失速率在兩個工程措施區(qū)組喬灌草復合模式下（FGSP、FGS）較低，并且顯著低于對照組，這主要是由于小水平溝、魚鱗坑工程措施結(jié)合喬灌草復合植被措施能最大程度上抑制土壤養(yǎng)分流失［45-48］，而區(qū)組之間差異不顯著，表明喬灌草復合模式的作用尤為突出。

3.3 7Be 與土壤、植被因子的關(guān)系及碳氮養(yǎng)分流失的影響因素

本研究結(jié)果表明，7Be 面積活度和SOC、TN、AN 含量及VC 呈顯著或極顯著正相關(guān)關(guān)系。這主要是由于土壤碳氮養(yǎng)分和7Be 都緊密結(jié)合于表層土的土壤團粒結(jié)構(gòu)中，尤其土壤細顆粒（＜63 μm）是侵蝕驅(qū)動的土壤碳氮養(yǎng)分和7Be 發(fā)生同一物理機械運移的主要載體［49］；隨著植被蓋度的顯著增加，植被冠層和林下植被對降雨侵蝕有所消減［34］，地表凋落物覆蓋增強了土壤表面的粗糙度和滲透率，減少了地表徑流和泥沙輸出［37］，同時，植物地下根系及其分泌物對小粒徑團聚體的凝結(jié)作用進而提高了土壤團聚體總含量［50］，增強了吸附核素沉降；此外，土壤侵蝕速率、植被蓋度和土壤養(yǎng)分是影響土壤碳氮流失的主要因素。說明土壤碳氮養(yǎng)分流失受植被-土壤-水土過程耦合互作的影響［40，51］，增加地表植被覆蓋一定程度上改善了土壤養(yǎng)分狀況和土壤結(jié)構(gòu)，間接減少了地表徑流，增加了降雨入滲，減緩了土壤侵蝕的發(fā)生，從而減少土壤碳氮養(yǎng)分流失。而AN 含量在各處理上的積累主要是來自養(yǎng)分歸還、大氣氮沉降和引種豆科固氮灌木，且容易被植物根系吸收［52］，土壤AN 含量和植被蓋度無明顯相關(guān)性。綜上，本研究中土壤侵蝕是導致AN 流失的主要因素。這與陳曉安等［53］的研究結(jié)果一致，即紅壤區(qū)坡耕地泥沙攜帶的速效氮養(yǎng)分流失很大程度上受泥沙流失量的影響。

4 結(jié)論

本研究發(fā)現(xiàn)，與參考點相比，F(xiàn)GSP、FGS 恢復措施下7Be面積活度損失最小，土壤侵蝕速率均顯著低于對照，減蝕率分別為85.49%和83.81%，說明喬灌草植被復合配置結(jié)合水保工程措施減蝕效果最優(yōu)；隨著部分處理植被覆蓋度的顯著增加，地上空間立體配置（林冠層、灌草層和枯枝落葉層）和地下根系（尤其是草灌細根）對減少林下劣地土壤流失起到主要的控制作用，土壤侵蝕速率在工程措施區(qū)組間差異不顯著；與CT相比，SOC、TN 含量在FGSP、FGS措施下顯著提升，而AN含量變化不顯著；小水平溝和魚鱗坑區(qū)組中喬灌草植被復合措施（FGSP、FGS）對土壤碳氮流失的控制效果最好；土壤7Be 面積活度與土壤養(yǎng)分含量和植被蓋度呈顯著或極顯著正相關(guān)關(guān)系，說明7Be 與SOC、TN、AN組分在坡面上同一物理運移；土壤侵蝕速率、植被蓋度和土壤養(yǎng)分是影響土壤碳氮流失的主要因素。綜上，喬灌草復合植被措施與水保工程措施復合配置是林下侵蝕劣地減蝕增效的有效措施，土壤碳氮養(yǎng)分流失受植被-土壤-水土過程耦合互作的影響，7Be 技術(shù)可有效評價基于次降雨林下劣地恢復措施的有效性。