喀斯特土壤抗蝕性對不同土地利用方式的響應

李會， 周運超， 劉娟， 李玲

(1.貴州大學 林學院，550025，貴陽；2.貴州省森林資源與環境研究中心，550025，貴陽；3.普定喀斯特生態系統觀測研究站，562101，貴州普定)

喀斯特土壤抗蝕性對不同土地利用方式的響應

李會1,2， 周運超1，2，3?， 劉娟1， 李玲1

(1.貴州大學 林學院，550025，貴陽；2.貴州省森林資源與環境研究中心，550025，貴陽；3.普定喀斯特生態系統觀測研究站，562101，貴州普定)

為了解喀斯特地區不同土地利用方式土壤的抗蝕性能，探討喀斯特地區能否沿用黃土高原土壤抗蝕性研究的方法，在普定陳旗小流域內測定6種喀斯特地區典型土地利用方式土壤的抗蝕性指標，并進行主成分分析。結果表明：衡量普定陳旗小流域土壤抗蝕性的3個最佳指標是有機質質量分數、>0.5 mm水穩性團聚體質量分數和抗蝕性指數；不同土地利用方式土壤的抗蝕性大小順序為，灌草地>稀疏灌叢地>火燒跡地>復合植被>幼林地>坡耕地。說明土地利用方式和強度的改變，使地表植被和土壤理化性質發生變化，進而影響土壤的抗蝕性指標，導致土壤抗蝕性相應變化。積極的人為活動益于增強土壤抗蝕性，破壞地表植被和土壤結構的人為活動降低土壤抗蝕性。結合全坡面大徑流場水土流失監測結果發現，土壤抗蝕性大小順序與水土流失監測結果不一致，同時喀斯特地區土壤抗蝕性研究存在大量矛盾，說明喀斯特地區土壤抗蝕性研究直接套用黃土高原土壤抗蝕性研究的方法值得商榷。

喀斯特； 土壤抗蝕性； 土地利用方式； 主成分分析

喀斯特石漠化是我國西南地區面臨的最為嚴峻的生態環境問題。貴州高原正處在我國西南喀斯特地區的中心地帶，分布面積最廣泛、發育最復雜[1]。貴州省喀斯特面積占全省土地總面積的73.6%，全省95%的縣(市)有喀斯特分布[2]?？λ固氐貐^大部分土壤的母質是石灰巖、白云巖等碳酸鹽類巖石，成土物質少、風化速率慢，使喀斯特地區成土緩慢[2-3]，土層淺薄，巖石裸露率高，土被不連續，土壤滲漏性強、持水量低[1]。加上濕潤的氣候條件，土壤極易隨水流失，形成類似荒漠化的獨特景觀即石漠化。不合理的人為活動更加劇了石漠化進程[2]，使喀斯特地區土壤侵蝕嚴重，生態環境持續惡化。

土壤作為被侵蝕的對象，其抵抗侵蝕的能力是影響水土流失的重要因素。朱顯謨[4]等曾把土壤抗蝕性區分為抗蝕和抗沖2種性能：抗蝕性指土壤抵抗徑流對其分散和懸浮的能力，主要取決于土粒和水的親和能力；抗沖性指土壤抵抗徑流對土壤的機械破壞和推動下移的能力，主要取決于土粒間和微結構間的膠結力和土壤結構體間抵抗離散的能力。土壤抗蝕性是土壤侵蝕研究的重要內容之一，除與土壤理化性質等內在因素有關外, 還受降雨特性和土地利用狀況等外部因素的影響[5]。土地利用方式作為人類利用土地的綜合反映，其變化不僅可以改變地表植被覆蓋與植物類型，還會引起土壤管理措施的改變。土地利用方式不同，土壤結構、孔隙狀況及團聚體結構不同，因而其土壤抗蝕性也不同[6]。雖然目前涉及土壤抗蝕性方面的研究報道不少，但大部分集中在黃土高原[7-8]及紫色土地區[9]?？λ固氐貐^由于環境本身的特殊性和復雜性，土壤侵蝕的研究極為薄弱，貴州喀斯特地區不同土地利用類型土壤抗蝕性的報道比較缺乏。

土壤抗沖性主要采用蔣定生[10]設計的原狀土沖刷水槽法測定；但由于試樣較小，采集時難免有擾動，很難準確地反映土壤的抗沖性能。在陳旗小流域內，已用全坡面大徑流場法，對6種不同土地利用方式的地表徑流量和土壤流失量進行監測[11]，克服了這一缺點，較為準確地反映了不同土地利用方式土壤的抗沖性。在此基礎上對陳旗小流域6種典型土地利用方式土壤的抗蝕性進行研究，以探索喀斯特土壤抗蝕性對不同土地利用方式的響應機制，了解該地區6種典型土地利用方式土壤的抗侵蝕能力，并結合監測結果，探討喀斯特地區土壤抗蝕性研究能否沿用黃土高原土壤抗蝕性研究的方法，為防治該區域土壤侵蝕與退化、恢復生態環境提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

陳旗小流域(E 105°43′30″～105°44′42″,N 26°15′36″～26°15′56″)位于貴州省安順市普定縣后寨河流域內，流域面積1.29 km2，最低海拔1 338 m，最高海拔1 491 m。地形起伏大，山坡陡峻。下伏基巖為三疊系中統關嶺組灰巖和泥灰巖。流域內的土壤以石灰土為主，分布不連續，平均厚度為20～40 cm。研究區屬于亞熱帶季風濕潤氣候區， 全年濕潤多雨、年均氣溫15.1 ℃，月平均氣溫最低一般在3～6 ℃，最高在22～25 ℃。降水時空分布不均，多集中在5—9月，多年平均降水量為1 336 mm[11]。年蒸發量920 mm。研究區植被以灌叢和次生林為主，主要物種有薔薇科、殼斗科和樟科等，如小果薔薇(RosacymosaTratt.)、火棘(Pyracanthafortuneana(Maxim.) Li)、白櫟(QuercusfabriHance)、紅葉木姜子(LitsearubescensLecomte)、柏木(CupressusfunebrisEndl.)、響葉楊(PopulusadenopodaMaxim)、香椿(Toonasinensis(A.Juss.)Roem.)等，農作物主要有水稻(OryzasativaL.)、玉米(ZeamaysLinn.Sp.)、大豆(Glycinemax(Linn.)Merr)等。

在研究區選擇幼林地、 稀疏灌叢地、 坡耕地、 灌草地、 火燒跡地、 復合植被6種西南巖溶坡地典型土地利用類型，依山勢建立了6個坡度基本相同的全坡面大型徑流場(圖1、表1)。各徑流場下伏基巖巖性差異不大，巖層產狀基本水平[11-12]。灌草地火燒后，被當年自然生長的灌叢和蕨類覆蓋；火燒跡地火燒后人為剪除自然生長的灌叢和蕨類而保持原狀，后未進行人工干預；幼林地及其周邊20世紀80年代開始毀林伐木，2000年左右開始封山育林；坡耕地及周邊70年代初期毀林開荒，1985年后成

為坡耕地；稀疏灌叢地及周邊1980年以前已開始進行放牧、樵采等人為活動，至今過度放牧仍十分嚴重；復合植被及周邊1980年以前為原生常綠落葉混交林，后經放牧、樵采等人為活動，下部已退化成草地和稀疏灌叢，上部也逐漸退化為灌木為主的次生林，面積各占50%[11]。

GCD：灌草地；HSJD：火燒跡地；YLD：幼林地；PGD：坡耕地；XSGC：稀疏灌叢地；FHZB：復合植被，下同。GCD: shrub-grass land; HSJD: burned land; YLD: young forest; PGD: sloping farmland; XSGC: grazing shrub land; FHZB: mixed vegetation. The same below. 圖1 研究區徑流場布設示意圖Fig.1 Location of run off plots in Chenqi catchment

表1 樣地基本特征及土壤基本理化性質

1.2 實驗處理及相關計算公式

研究地點在中科院普定喀斯特生態定位研究站，土樣采自陳旗小流域內已經設置的徑流場。用S型取樣，各樣品取1 kg，土樣采集后用四分法分取一部分，除渣、風干、過篩、封好備用，各徑流場重復3次，測定土壤有機質質量分數、土壤機械組成等指標。在各徑流場選擇3個有代表性的地點用環刀法測定原狀土壤容重，同時取一整塊土壤，剝去土塊表面直接與土鍬接觸而已變形的部分，均勻地取內部未變形的土樣(約2 kg)，置于封閉的不銹鋼盒內，運回室內測定土壤團聚體、抗蝕指數等指標。

土壤顆粒分析采用比重計法測定，土壤團聚體采用機械篩分法測定，水穩定性大團聚體采用濕篩法(約德文法)測定，微團聚體采用吸管法測定，土壤有機質質量分數采用重鉻酸鉀外加熱法測定，土壤容重采用環刀法測定[13]?？刮g指數測定：將采集的原狀土風干后篩分，用直徑5 mm孔的篩子選取5～7 mm粒徑的土粒30顆，放在5 mm孔徑篩子上并浸入水中，然后置于靜水中進行觀測，每隔1 min計錄崩塌的土粒數，連續記錄10 min，重復3次，取平均值，然后計算出抗蝕指數S。

抗蝕指數S、團聚狀況、團聚度、分散率、分散系數的計算式如下：S=(總土粒數-崩解土粒數)/土?？倲怠?00% ；團聚狀況/%=(>0.05 mm微團聚體)-(>0.05 mm機械組成)；團聚度/%=團聚狀況/(>0.05 mm微團聚體)；分散率/%=(<0.05 mm微團聚體)/(<0.05 mm機械組成)；分散系數/%=(<0.001 mm微團聚體)/(<0.001 mm機械組成)。

1.3 數據處理

一般的數據處理采用Excel2003軟件。主成分分析采用SPSS17.0統計分析軟件。

2 結果與分析

2.1 土壤團聚體穩定性特征分析

如表2所示：各土地利用類型土壤干篩團聚體質量分數較高，<0.25 mm干篩團聚體質量分數為96.6%～97.9%。各粒級干篩團聚體分布不均勻，以7～5 mm和5～2 mm 2個大粒級為主，累積質量分數在79.8%～89.2%之間，其中>5 mm團聚體質量分數為69.3%～81%，小粒級團聚體質量分數低。濕篩處理后，不穩定團聚體發生崩解，大粒徑團聚體數量明顯減少而小團聚體數量增加。>5 mm濕篩團聚體與干篩團聚體相比減少量從大到小依次為：坡耕地(39.29%)>復合植被(20.88%)>幼林地(18.25%)>稀疏灌叢地(13.57%)>火燒跡地(5.18%)>灌草地(4.6%)。>0.25 mm濕篩團聚體與干篩團聚體相比減少量從大到小依次為：坡耕地(11.66%)>幼林地(7.04%)>復合植被(4.93%)>火燒跡地(4.25%)>灌草地(2.73%)>稀疏灌叢地(1.67%)。坡耕地減少量最多，表現出干篩大團聚體多而濕篩小團聚體多的特點，土壤干時結塊、遇水易分散[14]。

研究[15]表明>0.25 mm水穩性團聚體質量分數直接受有機質質量分數影響。一般而言，用有機質質量分數和水穩性團聚體質量分數評價土壤抗蝕性時，二者之間的變化基本是一致的。除坡耕地外，研究區有機質質量分數和水穩性團聚體質量分數之間的關系基本符合這一規律。各樣地土壤有機質質量分數較高(62.7～87.9 g/kg)，水穩性團聚體質量分數也較高。坡耕地土壤>0.25 mm水穩性團聚體質量分數最低(稀疏灌叢地>灌草地>復合植被>火燒跡地>幼林地>坡耕地)，>5 mm水穩性團聚體質量分數也最低，僅為31.21%，不到稀疏灌叢地的一半，但其土壤有機質質量分數較高。

稀疏灌叢地和灌草地土壤結構破壞率極低，為1.69%和2.79%。復合植被和火燒跡地土壤結構破壞率較低，為5.02%和4.35%。幼林地和坡耕地土壤結構破壞率最高。

表2 干、濕篩團聚體和結構破壞率

2.2 土壤機械組成、微團聚體質量分數及以微團聚體質量分數為基礎的抗蝕性指標

土壤質地對土壤抗蝕性能的影響表現在不同粒徑的土壤顆粒組合抵抗徑流分散和懸浮的能力不同，粒徑組成越均勻，穩定性越差，反之則越穩定[16]。如表3所示，各土地利用類型土壤顆粒以<0.01 mm物理性黏粒為主，質量分數為59.59%～68.32%，<0.01 mm物理性黏粒質量分數由大到小為幼林地(68.32%)>稀疏灌叢地(67.16%)>坡耕地(66.91%)>復合植被(66.83%)>火燒跡地(64.76%)>灌草地(59.59%)。<0.001 mm黏粒質量分數差異較大，為14.36%～25.22%，灌草地、火燒跡地、幼林地、坡耕地<0.001 mm黏粒質量分數較小，稀疏灌叢地和復合植被樣地黏粒(<0.001 mm)質量分數最高，超過25%，是最少的灌草地的近2倍。黏粒質量分數高的土壤能保護有機質免于生物降解，使有機質分解趨于緩慢，這與稀疏灌叢地有機質質量分數高有關。

表3 機械組成、微團聚體質量分數

各土地利用類型土壤微團聚體以>0.25 mm為主，質量分數介于59.57%～79.51%之間，>0.25 mm微團聚體質量分數排序為灌草地>火燒跡地>幼林地>復合植被>稀疏灌叢地>坡耕地。0.25～0.05 mm微團聚體質量分數幼林地和坡耕地較高為7.45%和7.05%，其余樣地質量分數較低，介于4.6%～5.8%之間。<0.001 mm微團聚體質量分數較少，介于3.97%～5.55%之間。

各徑流場以微團聚體質量分數為基礎的抗蝕性指標(土壤團聚狀況、團聚度、分散率和分散系數)規律不明顯。

2.3 土壤抗蝕指數

抗蝕指數反映土壤抗崩塌能力，抗蝕指數越大抗崩塌能力越強[17]。

圖2 不同土地利用類型土壤抗蝕指數Fig.2 Indexes of soil anti-erosion of different land use types

實驗結果顯示各樣地土壤抗蝕指數均較大，最小的幼林地土壤抗蝕指數都高達97.22%。灌草地和火燒跡地土壤的抗蝕指數最大，在實驗過程中土粒未崩解，說明其土壤在水中不易分散，抗蝕能力最強，稀疏灌叢地和復合植被土壤的抗蝕指數較小，坡耕地土壤抗蝕指數略高于幼林地。

2.4 抗蝕性指標主成分分析

經過主成分分析[18]將原來的14個因子縮減到2個主成分(用F1和F2表示)。如表4所示，F1貢獻率達56.512%，F2貢獻率達31.621%，二者累計貢獻率達88.133%，占總變異的絕大部分，信息損失量僅11.867%?？梢詽M足主成分分析對信息損失量的要求，所以只需取前2個主成分進行分析。

表4 總方差分析結果

將提取的2個主成分因子荷載矩陣與其特征值按式(1)計算得到特征向量[19](表5)

(1)

式中：Aik為第k個主成分第i個指標的特征向量；aik為k個主成分第i個指標的因子載荷；λk為第k個主成分的特征根。

對F1貢獻率最大的是有機質質量分數、>0.5 mm水穩性團聚體質量分數、抗蝕指數、分散系數(而分散系數規律不明顯)等，對F2貢獻率最大的是土壤密度、<0.001 mm顆粒質量分數、分散率(分散率規律不明顯)。由此可知，有機質質量分數、>0.5 mm水穩性團聚體質量分數、抗蝕指數是評價土壤抗蝕性的3個最佳指標。密度、<0.001 mm顆粒質量分數次之。

將原抗蝕指標與特征向量經矩陣運算后得到各主成分得分Fk(表5)，最后按式(2)和式(3)得到土壤抗蝕性綜合主成分F=1.804F1+0.755F2。

(2)

和

(3)

式中：Fk為第k個主成分的得分；F為土壤抗蝕性綜合主成分得分；wk為第k個主成分的特征值占提取主成分特征值之和的比例；m為主成分特征值的個數。

計算抗蝕性指標主成分分析綜合指數，結果表明：不同人為作用下土壤的抗蝕性排序為：灌草地(2.00)>稀疏灌叢地(1.75)>火燒跡地(0.71)>復合植被(0.14)>幼林地(-1.62)>坡耕地(-2.99)。

表5 因子載荷矩陣和特征向量

注：X1：有機質質量分數；X2：密度；X3：<0.001 mm顆粒；X4：<0.01 mm顆粒；X5：<0.05 mm顆粒；X6：>0.25 mm干篩團聚體；X7：>0.25 mm水穩性團聚體；X8：>0.05 mm水穩性團聚體；X9：結構破壞率；X10：抗蝕指數；X11：團聚狀況；X12：團聚度；X13：分散率；X14：分散系數。Note:X1: Organic matter content;X2: Bulk density;X3:<0.001 mm particle;X4:<0.01 mm particle;X5:<0.05 mm particle;X6:>0.25 mm dry aggregates;X7:>0.25 mm water-stable aggregate content;X8:>0.05 mm water-stable aggregate content;X9:Rate of structural damage;X10:Anti-erodibility index;X11:Aggregation condition;X12:Aggregation degree;X13:Dispersion rate;X14:Dispersion coefficient.

綜上，灌草地和稀疏灌叢地土壤有機質質量分數、水穩性團聚體質量分數最高，水穩性良好，結構破壞率極低，土壤抗蝕性強。灌草地灌叢和蕨類自然生長而未受到人為干擾，地表枯落物沒有被收獲而自然分解，歸還到土壤中，且灌草根系豐富，增加土壤有機質來源，改善土壤理化性質，使土壤中大粒級水穩性團聚體增加。稀疏灌叢地原本植被覆蓋良好，有喬木生長，林下灌木草本多，地表枯落物豐富，生物歸還量大，后因放牧樵采，破壞了植被；但牲畜糞便在一定程度上補充了有機質，加上牲畜踐踏使地下死根質量分數升高[20]，并使土壤動物及微生物復雜多樣，加快有機物分解轉化，故其有機質質量分數最高，水穩性團聚體質量分數最高，土壤抗蝕性較強?；馃E地則因人為剪除自然生長的灌叢和蕨類使植被生長受到破壞，植被覆蓋低，生物歸還量少，有機質質量分數和水穩性團聚體質量分數較低，土壤抗蝕性較灌草地弱得多。封育幼林地毀林伐木后植被狀況較差，封育初期植被覆蓋率還很低，新的植被系統尚未形成，積累的有機質有限，形成的水穩性團聚體少，土壤抗蝕性較弱。說明毀林伐木后封山育林，土壤抗蝕性的提高需要一個緩慢的過程，因此保護現有植被具有重要意義。坡耕地施用農家肥，人為加入了有機質，土壤有機質質量分數較高而>0.25 mm和>5 mm大粒徑水穩性團聚體質量分數均最低，中間粒級團聚體質量分數明顯高于其他土樣。這是因為坡耕地種植作物，不斷翻動土壤，使部分大粒級水穩性團聚體在形成過程中受人為干擾而停止。水穩性團聚體質量分數相同時，團粒越大，抗蝕性越強[21]。故坡耕地土壤水穩性差，抗蝕性弱。

3 討論

喀斯特土壤抗蝕性對不同土地利用方式的響應:土地利用方式改變人為活動的方式和強度，改變地表植被和土壤理化性質，進而影響土壤抗蝕性指標，土壤抗蝕性隨之改變。不同土地利用方式土壤抗蝕性差異較大。

抗沖抗蝕性結果矛盾：土壤抗蝕性與抗沖性雖是2種不同的性能，但它們既有區別又有聯系[22]。有研究發現土壤抗沖性變化規律與抗蝕性吻合，土壤抗蝕性強弱與抗沖性強弱趨于一致[13，23]。全坡面大徑流場監測的土壤流失量[11]能夠準確反應陳旗小流域6種土地利用類型土壤的抗沖性能。而土壤抗蝕性大小順序與之不一致(稀疏灌叢地土壤抗蝕性較強而土壤流失量最大，坡耕地土壤抗蝕性最弱而土壤流失量并不是最大的，幼林地土壤抗蝕性較弱而流失量最小)。這一方面可能因為稀疏灌叢地放牧樵采，人畜踐踏破壞土壤結構，使土壤板結，密度增大，加上其土壤黏粒質量分數高，容易形成地表泥濘，隨水流失。坡耕地人為翻耕，破壞水穩性團聚體形成，降低了土壤抗蝕性；但使土壤松散，密度減小，提高了其土壤的下滲與蓄水能力，降雨較小時不易形成徑流(降雨量大時易造成水土流失)，加上采用坡改梯等保護性耕作措施，使其土壤流失量較小。另一方面，這些矛盾讓我們對抗蝕性研究結果的準確性和可靠性產生了疑問。

喀斯特地區土壤抗蝕性研究方法適用性問題：土壤抗蝕性涉及因素多而復雜, 目前對土壤抗蝕性的一些認識還局限于現象，機理仍不清晰，土壤抗蝕性評價指標復雜多樣，各因子間相互作用而且變化較大，所以表征土壤抗蝕性的指標尚未達成一致[5]。以往研究通常選取多個指標用主成分分析方法篩選出評價特定研究區土壤抗蝕性的最佳指標，然后根據綜合得分評價土壤的抗蝕性?？λ固氐貐^一般沿用常態地貌土壤抗蝕性研究的方法。

土壤抗蝕性大小順序與全坡面徑流場土壤流失監測量不一致。一方面在于喀斯特地區土壤空間異質性高，抗蝕性指標測定時，只取少量土壤樣品，研究尺度較小，無法代表徑流小區的真實情況；另一方面，查閱相關文獻發現在土壤抗蝕性研究中存在一些問題。例如：1)不同研究篩選的最佳評價指標不同。有研究發現以微團聚體質量分數為基礎的指標是評價土壤抗蝕性的最佳指標，而有研究[24]發現喀斯特地區運用土壤微團聚體類指標評價土壤抗蝕性還存在一些問題。本研究中以微團聚體質量分數為基礎的指標規律不明顯，說明以微團聚體質量分數為基礎的抗蝕性指標不適宜用于喀斯特地區土壤抗蝕性研究。2)有些指標對抗蝕性的影響具有雙重性。如坡面上，土壤細顆粒物質在徑流侵蝕下更容易流失，而細顆粒物質在土壤有機質和黏結物作用下，更有利于形成團粒結構增強土壤抗蝕性，因此土壤質地對土壤抗蝕性影響具有雙重作用[25]，實際應用時難以判斷。3)有些指標對抗蝕性的影響不一致甚至相反。如有研究[13]發現土壤抗蝕性與土壤密度呈負相關關系，也有研究[26]表明當土壤密度小于1.27 g/cm3時，土壤的抗蝕性隨著土壤密度的增大而增加。4)土壤抗蝕性研究中還出現很多與經驗相悖的結果。5)很多研究的結論之間不一致甚至相互矛盾。有研究[13]表明石灰巖土壤抗蝕性>白云巖，也有研究[27]發現土壤可蝕性石灰巖>白云巖，二者正好相反；6)喀斯特地區土層淺薄、巖石裸露率高、石礫質量分數高，對土壤抗蝕性影響很大，而土壤抗蝕性研究時，除密度反映石礫影響，其余大部分指標均沒有體現這些因素。因此，喀斯特地區土壤抗蝕性研究沿用黃土高原地區土壤抗蝕性研究方法值得商榷。

4 結論

衡量普定陳旗小流域不同土地利用方式土壤抗蝕性的3個最佳指標是有機質質量分數、>0.5 mm水穩性團聚體質量分數和抗蝕性指數。土壤抗蝕性大小順序為：灌草地(2.00)>稀疏灌叢地(1.75)>火燒跡地(0.71)>復合植被(0.14)>幼林地(-1.62)>坡耕地(-2.99)。

積極的人為作用益于增強土壤抗蝕性，破壞地表植被和土壤結構的人為活動使土壤抗蝕性減弱。灌草地灌叢和蕨類自然成長，植被覆蓋良好，土壤抗蝕性強?；馃E地和復合植被地表植被遭到破壞后，土壤抗蝕性下降。坡耕地雖人為加入有機質，但因頻繁翻耕使土壤水穩性團聚體質量分數最低，土壤的抗蝕性最弱。幼林地毀林伐木后封山育林，土壤抗蝕性仍較弱。說明毀林伐木后土壤抗蝕性提高需要一個漫長的過程，保護現有植被具有重要意義。

土壤抗蝕性大小順序與土壤流失量監測結果不一致，原因在于土壤抗蝕性研究時取樣少，研究尺度小，未考慮喀斯特地區的特殊性和復雜性；同時，喀斯特地區土壤抗蝕性研究時存在大量矛盾：因此喀斯特地區土壤抗蝕性研究直接套用黃土高原地區土壤抗蝕性研究方法有待商榷。

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(責任編輯：郭雪芳)

Responses of Karst soil anti-erodibility to different land use types

Li Hui1,2, Zhou Yunchao1,2,3, Liu Juan1, Li Ling1

(1.College of Forestry, Guizhou University, 550025，Guiyang, China; 2.Research Center of Forest Resources and Environment in Guizhou Province, 550025， Guiyang, China; 3.Puding Karst Ecosystem Research Station of Guizhou Province, 562101, Puding, Guizhou, China)

The objectives of this study were to understand the responses of soil anti-erodibility to the ways of land use in Karst region and to explore whether soil anti-erodibiliy methods used in loess plateau could be applied in Karst area. Six typical land use types in Karst region, i.e., shrub-grass land, grazing shrub land, burned land, mixed vegetation, young forest, and sloping farmland in Chenqi catchment of Puding County, Guizhou Province, were used to test soil anti-erodibility indexes such as soil organic matter, soil bulk density, soil texture, micro-aggregate, aggregation degree, dispersion rate, dispersion coefficient, construction/destruction rate, and water stable aggregate, and major influencing factors were analyzed. The three major indexes affecting soil anti-erodibility were content of soil organic matters, water stable aggregate (bigger than 0.5 mm) and anti-erodible index. Soil erodibility was in the order of shrub-grass land (2.00) > grazing shrub land (1.75) > burned land (0.71) > mixed vegetation (0.14)> young forest (-1.62) > sloping farmland (-2.99). Soil anti-erodibility changed with the ways and intensity of karst land use which affected plant cover and soil physical and chemical characteristics. Soil anti-erodibility was enhanced by positive human activities; however it was weakened if plant cover and soil structure were destroyed. Compared with the monitoring results from the entire slope of the large-scale runoff site in Chenqi catchment, the order of soil anti-erodibility differed from that of soil erosion, and a lot of contradictory results existed among the studies of Karst region. The contradictions include: 1) the chosen indexes were different among different researches; 2) some indexes repeatedly affected soil anti-erodibility; 3) some indexes affected soil anti-erodibility positively and also negatively; 4) many results in the soil anti-erodibility studies were inconsistent with our own experiences; 5) soil anti-erodibility was affected greatly by the characteristics of Karst thin soil, rocky desertification and gravels. Most of the indexes except for soil bulk density did not include the information of gravels. In this way, it is unreliable to simply copy soil anti-erodibility methods from loess plateau into the study of karst soil erodbility.

Karst; soil anti-erodibility; land use type; principal component analysis

2014-11-24

2015-08-02

項目名稱：國家重大科學研究計劃“基于水—巖—土—氣—生相互作用的喀斯特地區碳循環模式及調控機理”(2013CB956702)；中國科學院戰略性先導科技專項“典型石漠化地區植被恢復和增匯技術的試驗示范”(XDA05070405)；貴州省百人次高層次人才創新項目(QHKRC- 2015- 4022)

李會(1988—)，女，碩士研究生，助理工程師。主要研究方向：水土保持與荒漠化防治。E-mail: libuhui777@163.com

?通信作者簡介：周運超(1964—)，男，博士生導師，教授。主要研究方向：森林土壤學。E-mail: fc.yczhou@gzu.edu.cn

S157.1

A

1672-3007(2015)05-0016-08