礦區排土場邊坡不同植被配置模式的控蝕效益研究*

楊 波 王文龍，2? 郭明明 康宏亮 劉春春 陳卓鑫 王文鑫 趙 滿

（1 西北農林科技大學水土保持研究所黃土高原土壤侵蝕與旱地農業國家重點實驗室，陜西楊凌 712100）

（2 中國科學院水利部水土保持研究所，陜西楊凌 712100）

（3 西北大學城市與環境學院，西安 710127）

神府東勝煤田的開采給當地帶來了巨大的經濟和社會效益，然而對生態環境也造成了大面積的破壞，其中露天采煤對環境破壞尤為嚴重。研究表明礦區受損生態的巖土每年以7 800 萬m3左右的速度被侵蝕和搬運[1]。其中，棄土棄渣體結構松散，穩定性差，坡面可蝕性可達天然坡面的10 倍～100 倍，侵蝕速率是撂荒地的43.6 倍～239.2 倍[2-3]；排土場邊坡在突發性強降雨條件下易導致水土流失乃至泥石流、滑坡等自然災害發生。

當前在國家實施生態文明建設的大背景下，礦區的生態環境問題進一步被學者們所重視，對于受損礦區生態恢復，項元和等[4]、張志權等[5]認為任何的退化生態系統均是以植被恢復為前提的，適宜的植被恢復措施能提高破損土壤的活性、養分等[6-7]。研究證明植被覆蓋能夠顯著增加入滲并且減少地表徑流和土壤侵蝕[8-9]。但如果只依靠土壤和植被的自然恢復，植被自然演替到灌草和森林群落一般分別需要15～30 a 和100 a 甚至更長的時間[10]。郭建英等[11]通過對草原露天礦區排土場邊坡觀測研究得出在植被恢復初期，不合理的治理措施會造成邊坡侵蝕量大于裸露地。因此，在礦區生態恢復過程中，對植被的選擇顯得尤為重要。研究表明人工種植冰草對礦區偏石質和煤矸石棄渣體的減水和減沙效益優于魚鱗坑措施[12]。在煤礦廢棄排土場種植豆科牧草可提升土壤氮素營養促進植被生長[5，13-14]。Vogel[15]通過對美國東部地區礦區復墾植被研究得出，該區適宜生長高羊茅、鴨茅、小糠草等禾本科植物。而刺槐和新疆楊可作為安太堡露天煤礦植被恢復的優良樹種[16]。對于砒砂巖礦區邊坡，檸條和草地坡面的減流和減沙效果可達35.31%～64.74%和80.70%～ 91.78%[17]；通過植被恢復，礦區受損土壤氮磷鉀等有機質含量顯著增加，土壤理化性質進一步得以改善，土壤抗蝕性提高，進而減少水土流失[18]。目前針對該區排土場邊坡治理的植被恢復模式多為單一物種（沙棘、檸條、紫花苜蓿、冷蒿等），且多以直根系植物為主[19-21]。然而不同的植被類型和根系結構有顯著不同的減沙效益[22-24]，因此，不同植被類型和根系結構的合理搭配可能更有助于控制礦區排土場邊坡水土流失，而目前針對不同植被配置模式對該區煤礦排土場邊坡徑流泥沙調控作用的研究還較為少見。此外，根據張漢雄[25]、周佩華和王占禮[26]、Tao 等[27]研究表明，遞增型降雨徑流造成的土壤侵蝕較均一型、遞減型和間歇型降雨類型更為嚴重。

鑒于此，本文通過野外原位小區放水沖刷的試驗方法來模擬遞增型降雨條件下，排土場匯流對邊坡不同植被冰草、沙蒿、沙棘及其搭配措施坡面（冰草、上冰草下沙蒿，冰草沙棘混合）的減水減沙效益及水沙關系的影響，分析該礦區排土場最佳植被恢復措施以及植被的控蝕機理，驗證各措施抵御暴雨徑流侵蝕的能力，為該區采礦后期進一步改善和加快生態修復提供一定的參考和指導。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

試驗地點位于內蒙古鄂爾多斯市準格爾旗準格爾召鎮的永利煤礦，試驗地理位置為39°41′52″N，110°17′2″E。該區屬于風蝕水蝕交錯區，海拔1 000～ 1 500 m，氣候為半干旱大陸性氣候，年均氣溫6.2～ 7.2℃，年蒸發量2 100～2 700 mm，年降雨量379～ 500 mm，降雨多集中在7—9月，降雨量約占全年的80%，常以暴雨形式發生。該區土壤多以母質為砒砂巖的栗鈣土和風沙土為主，抗侵蝕能力差，生態環境十分脆弱。前期通過對晉陜蒙接壤地能源區60 座煤礦的排土場、排矸場邊坡調查發現，坡長在5～12 m 的邊坡占總邊坡的21.52%，坡度大于35°的高陡邊坡占總邊坡數量的35%，是較為常見的一種邊坡。而永利煤礦由于其地理位置以及煤礦開采規模、排土場堆積面積等方面在該區屬于具有代表性的典型礦區。其西棱臺狀排土場于2012年堆積而成，2013年被當地政府作為受損生態系統恢復的示范基地，在該區展開了一系列生態恢復措施，如鋪設草方格、沙打旺（Astragalus adsurgens Pall）秸稈覆蓋以及撒播種植冰草（Agropyron cristatum（Linn.）Gaertn）、沙蒿（Artemisia desertorum）、沙打旺、沙蓬（Agriophyllum squarrosum）、沙棘（Hippophae rhamnoidesL.）等其他一些草被和藤本及灌木植被，截止到2017年，該區各類植被恢復年限為4 a年。綜合考慮植被植株高度、蓋度、均勻度相同且長勢良好的植被。選擇生長有冰草、沙蒿、沙棘植被及其不同配置模式的排土場坡面作為試驗研究坡面，選取植被配置方式以及各配置樣地土壤機械組成見表1。

1.2 試驗設計

依據前期60 座煤礦調查數據，結合該排土場實際情況，本試驗小區坡長定為長8 m、寬1 m，坡度為38°。首先在選取的各坡面通過米尺量取長寬分別為8 m×1 m 樣方，利用鐵鍬在邊界外圍向下挖深30 cm，將長4.0 m、寬0.3 m、厚度為0.5 cm 的PVC板埋入地下不低于25 cm 深。小區上部修成平臺用以放置穩流槽，大小為1.0 m×0.4 m×0.5 m，在穩流槽內部鋪墊一層防滲塑料紙，在小區下方安置三角型鋼制集流槽，在集流槽下方修建大小適中的接樣池便于試驗接取泥沙樣，并清理小區內碎石以及枯枝雜物。小區修建完畢后設立警戒標志，放置48 h 后測試邊界修建的緊密度。試驗水源為排土場放置的大型儲水罐，利用型號為WB20XH 汽油泵抽取儲水罐中的水至紊流槽，用閥門來控制流量，安裝電磁流量計（GY-LED）監測流量大小，小區模型如圖1所示。

表1 坡面配置要素和土壤顆粒組成 Table1 Slope parameters and soil particle composition

圖1 試驗模型示意圖 Fig.1 Sketch of experimental model

根據張漢雄[25]對黃土高原地區多年暴雨資料統計，大于60 min、小于180 min 的長歷時暴雨頻數占多年觀測資料的63.2%～86.5%，在該地較為常見，所以本試驗遞增型沖刷歷時設計為3 h，模擬3～5年一遇的暴雨標準；同時依據王占禮和焦菊英[28]對黃土高原長歷時侵蝕性暴雨的劃分標準，降雨歷時5～240 min 對應的雨強為0.88～0.08 mm·min-1。該排土場匯水面積約為300 m2，當地徑流系數為0.11，所以本試驗遞增型流量設計為5-10-15-20 L·min-1，每種流量產流歷時45 min，實驗重復2 次。

1.3 試驗過程與數據采集

試驗前，對坡面進行灑水潤濕，需保證各個坡面控制的含水量一致，試驗開始時打開汽油泵，通過閥門和自動流量計將流量控制在初始放水流量狀態。待水流穩定后將水管放入穩流槽，在水進入穩流槽消能后通過防滲塑料紙使水保持貼壁流進入小區坡面時按下秒表開始計時，待徑流從急流槽出口流出時記錄下此段過程時間，并重新開始計時，在測流斷面采用高錳酸鉀染色法和秒表測流速，取4個斷面的平均值作為坡面流速，將所測流速乘以修正系數，層流為0.52，過渡流和紊流為0.75，從而得到較為理想的徑流流速[17]。在集流槽出口處用量筒接取泥沙樣，同時記錄接樣時間并讀數，用精度為0.01g 的電子稱稱量徑流泥沙樣，前6 min 每1 min用量筒接取一次泥沙樣，以后每隔3 min 接取一次，用塑料桶收集泥沙樣，試驗結束后，關掉閥門同時取出穩流槽中的水管停止供水。用溫度計測量水溫，烘箱保持105℃恒溫烘干泥沙樣并用電子天平（精度0.01g）稱重。

1.4 數據計算與處理

侵蝕速率TS：即坡面小區徑流在單位時間內剝蝕土壤的質量，由式（1）計算：

式中，TS為侵蝕速率，g·min-1；M1為接樣時間t內的泥沙干重，g；t為接樣時間，s。

徑流率Rr：坡面小區在單位時間內流失水的質量，采用式（2）計算：

式中，Rr為徑流率，L·min-1；M0為接樣時間t內的徑流和泥沙總質量，g；ρ為水的密度，g·cm-3；t為接樣時間，s。

減水效益η水：有植被防護小區相對于裸坡小區蓄水能力的百分比，采用式（3）計算：

式中，η水為防護措施的減水效益，Q為試驗產流后總的放水流量，L；Tl為裸坡坡面的產流時間，min；lq為裸坡坡面產生的總徑流量，L；Tc為各植被配置坡面產流時間，min；qc為各植被配置坡面產生的總徑流量，L。

減沙效益η沙：有植被防護小區相對于裸坡小區減少的泥沙質量的百分比，采用式（4）計算：

式中，η沙為防護措施的減沙效益，Tsl為裸坡的侵蝕泥沙質量，g；Tsc為植被防護坡面侵蝕泥沙質量，g。

產流貢獻率φw：試驗中各階段產生的徑流量占總徑流量的百分比，采用式（5）計算：

式中，φw為產流貢獻率，Wi為各階段總的產流量，L；i表示試驗的第1（5 L·min-1）、2（10 L·min-1）、3（15 L·min-1）、4（20 L·min-1）階段；W總為試驗總的產流量，L。

產沙貢獻率Sφ：試驗中各階段產生的侵蝕泥沙質量占總侵蝕泥沙質量的百分比，采用式（6）計算：

式中，Sφ為產流貢獻率，Si為各階段總的產沙量，kg；S總為試驗總的產沙量，kg。

采用Excel 2016 和SPSS 17.0 進行數據統計分析，用Origin 2016 進行圖表繪制。

2 結 果

2.1 排土場邊坡產流產沙過程

2.1.1 徑流率隨時間的變化 在遞增型放水流量條件下邊坡徑流率隨產流歷時的變化過程如圖2所示。隨著放水流量的遞增，坡面徑流率隨產流歷時的延長呈階梯式增長。各坡面徑流率分別在1.28～ 16.40、0.1～12.23、0.09～14.93、0.12～15.69 和0.06～ 12.48 L·min-1之間變化。流量由5 L·min-1遞增至10 L·min-1時，BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面瞬時徑流率（圖中45～48 min、90～93 min、135～ 138 min）增大2.20 倍、7.78 倍、6.48 倍、19.92 倍和16.11 倍；由10 L·min-1遞增至15 L·min-1，各坡面瞬時徑流率增大2.77 倍、1.97 倍、8.26 倍、1.99倍和1.96 倍；由15 L min-1遞增至20 L·min-1，瞬時徑流率增大1.43 倍、2.08 倍、1.13 倍、1.78 倍和2.07倍，可見首次流量遞增時徑流率變化最為明顯。坡面在經歷初始流量5 L·min-1時（圖2中箭頭所示），C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面的徑流率變化較為穩定，徑流率均在1 L·min-1以下波動，各植被配置具有較好的防護作用，而BS 坡面徑流率明顯大于其余4 種植被防護坡面，且徑流率隨著產流歷時的延長呈“突增-下降-穩定”變化的趨勢。由于坡面細小顆粒被沖刷時堵塞土壤表面空隙，從而短時間內使入滲減小，導致產流突然增大；當細顆粒逐漸被徑流搬運后，下墊面結構變得松散，入滲能力變大導致徑流率呈下降趨勢；最后由于坡面細顆粒已被基本沖刷完畢，徑流已在坡面形成穩定的流路，從而使徑流率保持穩定變化。隨著放水流量的遞增，未防護坡面瞬時徑流率反而小于其余植被配置坡面，即防護坡面與未防護坡面的差異性逐漸縮小。

圖2 不同植被配置坡面徑流率隨時間的變化 Fig.2 Temporal variation of soil runoff rate on the slope relative to pattern of the vegetation

2.1.2 侵蝕速率變化過程 遞增型放水流量條件下各坡面侵蝕速率隨產流歷時的變化過程如圖3所示。BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面侵蝕速率分別在419～9 775 g·min-1、11.35～1 717 g·min-1、3.34～ 1 537 g·min-1、1.97～1 789 g·min-1和 4.17～3 258 g·min-1之間變化。 相對于徑流率在遞增型放水流量條下隨產流時間的階梯式增長，整體上侵蝕速率在流量遞增階段隨產流時間的變化差異較小，坡面侵蝕速率僅在流量改變初期波動較大。各流量條件下未防護坡面（BS）侵蝕速率高于4 種植被防護坡面，即植被配置坡面侵蝕量小于未防護的裸坡。流量由5 L·min-1遞增至10 L·min-1時，由10 L·min-1遞增至15 L·min-1，由15 L·min-1遞增至20 L·min-1時，BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面瞬時侵蝕速率（圖中45～48 min、90～93 min、135～138 min）增大了7.77～8.90 倍、4.15～38.09 倍、123.3～204.6 倍、57.98～75.67 倍和2.73～199.5 倍。在流量突增階段，瞬時侵蝕速率均為明顯增大趨勢。但侵蝕速率突增僅維持在流量改變初期的9 min 以內，而后侵蝕速率表現為下降趨勢，且部分坡面侵蝕速率低于前一個放水流量，整體上與徑流率突增改變后依然保持大放水流量下大產流的趨勢不同。坡面經初始 5 L·min-1放水流量條件下（圖3中箭頭所示），未防護坡面侵蝕速率遠高于C3H7、C7H3、QC 和CG 四種植被配置坡面，且BS 坡面侵蝕速率隨產流時間的變幅大于4 種不同植被配置的防護坡面。與徑流率的變化情況一致，侵蝕速率隨產流時間也為“突增-下降-穩定”的變化趨勢，4 種植被防護坡面侵蝕速率變幅則較低，保持在200 g·min-1以下變化，遠低于未采取防護措施的裸露坡面。

圖3 不同植被配置坡面侵蝕速率隨時間的變化 Fig.3 Temporal variation of soil erosion rate on the slope relative to pattern of the vegetation

2.2 不同植被配置模式對邊坡的減水減沙效應

圖4為遞增型放水流量條件下各邊坡累積產流量和累積產沙量統計情況。如圖4a 所示，BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面的累積徑流量分別為1 267、848.1、1 070、1 098、811.7 L。相較于裸坡，兩種不同類型根系的草本植被搭配C3H7 和C7H3 坡面的減水效益分別為31.99%和18.72%，單一根系植被QC 坡面為15.29%，而冰草和沙棘混合配置CG坡面具有最好的減水效益，為34.36%；流量由5 L·min-1遞增至20 L·min-1時，BS、C3H7、C7H3、QC 和 CG 坡面的產流貢獻率分別為9%～47%、1%～56%、1%～55%、1%～53%和1%～57%，各流量對總產流的貢獻率隨放水流量的增大而增大；圖4b表明，BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面累積產沙量分別為350.9、65.72、44.61、53.35 和144.8 kg，各植被防護坡面的減沙效益分別為 81.28%、87.29%、84.80%和58.73%，其中CG 配置坡面相對其他坡面減沙效益最低，而C7H3 配置坡面最高。4種流量條件下各坡面的產沙貢獻率分別為7%～36%、3%～40%、2%～79%、2%～61%和2%～48%。隨著流量的遞增，部分坡面的產沙貢獻率有下降趨勢，即流量由5 L·min-1依次遞增至10、15、20 L·min-1時，坡面平均侵蝕速率和總侵蝕量表現為下降趨勢。原因是當流量增大到一定條件時，徑流經過的坡面易蝕性細顆粒物質逐漸被侵蝕完畢，導致徑流的挾沙能力保持穩定，當流量再次增大時，坡面侵蝕細顆粒物質卻遠低于前次放水時坡面所保留的易蝕性細顆粒，進而出現流量增大產沙減小。

2.3 不同植被配置模式下的坡面水沙關系

圖5為BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面侵蝕速率和徑流率的回歸分析。BS、C3H7、QC 和CG坡面的侵蝕速率和徑流率均呈極顯著（R2=0.522～0.827，P＜0.01，n=64）的冪函數關系，而C7H3 坡面侵蝕速率和徑流率則為極顯著的線性關系（R2=0.447，P＜0.01，n=64）。說明，當增加相同單位的徑流率時，C7H3 坡面侵蝕速率增加值要低于其余4 種坡面，即坡面徑流率增大的速率大于侵蝕量增大的速率，同理可知，增加相同單位的徑流率時，BS 坡面增加侵蝕量的值遠高于其他植被配置坡面，進一步說明本研究中排土場坡面具有最好減沙效應的為須根系和直根系搭配C7H3 配置坡面。由以上關系可知，邊坡無論有無植被措施防護，侵蝕速率均隨徑流率的增大而增大，坡面水沙情況表現為水大沙大的特征[29-30]，由于植被的阻控效應，即植被地上部分對降雨徑流的攔截作用，以及植被地下根系的固土和蓄水作用，使坡面在放水流量相同時，即各坡面徑流率一致時，植被坡面侵蝕量明顯小于裸露坡面。

3 討 論

3.1 坡面水沙過程時空差異性

圖4 不同植被配置坡面總徑流量和總侵蝕量 Fig.4 Variation of total runoff volume and total erosion volume on the slope relative to pattern of the vegetation

圖5 不同植被配置坡面侵蝕速率與徑流率相關性 Fig.5 Correlation between erosion rate and runoff rate on the slope relative to pattern of the vegetation

相對于5 L·min-1時，流量依次遞增至10、15、20 L·min-1時，BS 坡面與其余4 種植被配置坡面徑 流率變化差異縮小。原因是由于同一種植被配置坡面在經過初始5 L·min-1放水流量沖刷之后，坡面侵蝕溝已基本形成，即流路已經形成，待流量增長至10、15、20 L·min-1時，由于重力作用，裸坡與植被配置坡面水流均會自然流入之前沖刷形成的溝道內向前流動。其次，由于經歷了前期沖刷，土壤含水量已達飽和，水流下滲基本保持穩定，從而導致有植被防護坡面徑流率變化與裸坡差異性縮小，而且流量越大此規律越明顯；隨產流歷時變化，侵蝕速率易出現突增突減的峰值、谷值點，其中裸坡由于無植被防護此現象更為嚴重。主要是由于隨著流量的遞增，高陡邊坡下徑流更易匯集，下切作用更強，溝壁土體失穩形成崩塌體進入徑流路徑，阻滯水流運動和泥沙的輸移，致侵蝕速率短暫降低，之后上方坡面徑流繼續快速匯集，待其抗剪強度不足以抵擋水流的沖刷時，崩塌體將被沖開并形成高濃度的固液二相體被搬運出坡面，然而溝壁崩塌與徑流匯集沖刷不時交替進行，使得侵蝕過程為多峰多谷，波動劇烈[12，31]。

3.2 不同配置模式坡面減水減沙機制

防護坡面減水效益從大到小依次為CG＞C3H7＞ C7H3＞QC，減沙效益從大到小為C7H3＞QC＞C3H7＞ CG。這說明，（1）試驗條件下草灌（CG）恢復模式具有較好的減水效益，但其減沙效益卻相對較低。是由于冰草和沙棘所組成草灌坡面的特殊性，本研究沙棘主要生長在上半坡，而冰草主要分布在下半坡，由于沙棘作為此坡面的優勢種，對于光照、水分以及土壤養分的吸收均大于冰草，從而導致沙棘周圍冰草生長較少，即部分坡面變為無植被覆蓋的裸露坡面，同時沙棘屬于主直根系型灌木，在砒砂巖地區其根系垂直方向上一般可達40 cm 深，水平方向可達137 cm，遠大于冰草和沙蒿草本植被根系的分布范圍；同時種植沙棘可增加土壤含水量和孔隙度，具有平衡坡位對土壤水分的影響作用[19，32-33]。李鵬飛等[34]對內蒙古礦區排土場不同植被林帶的研究得出，沙棘林的土壤孔隙度最大，能蓄持較多水分，因此在直根系沙棘和須根系冰草的共同作用下，導致草灌坡面的蓄水效益要高于其他坡面。而另一方面，由于部分坡面無植被覆蓋，當放水流量達到一定條件時，裸露位置土壤含水量相對于具有植被防護位置處已經提前達到飽和，在進一步放水的情況下，裸坡位置由于沒有植被根系的吸附牽拉，易發生小型滑坡崩塌等較高含沙水流現象，進而導致其產流量小而產沙量大。（2）冰草坡面減水效益相對較低，減沙效益卻高達84.80%。原因是冰草坡面相對于其他防護坡面生物結皮的覆蓋度更大，約為50%～60%，進而降低了其減水效益，但卻增加了減沙效益。已有研究表明[35-37]，生物結皮，特別是藻結皮可降低土壤水分滲透性，增強表層土壤的抗蝕性，因此，導致冰草坡面徑流較其他植被配置坡面增加，而泥沙卻較少。（3）單從冰草不同配置模式進行減沙效益分析，可知全為冰草坡面的減沙效益大于“冰草-沙蒿3∶7”配置坡面而小于“冰草-沙蒿7∶3”配置坡面，即冰草和沙蒿在坡面搭配比例可能存在閾值，本研究中二者上下比例為7∶3 時可為臨界配置比例，為該區最佳坡面防護配置措施。進一步分析可知，降雨試驗時植被的地上和地下部分均起蓄水攔沙作用，但在徑流沖刷試驗時，起防護作用的主要是植被的地下部分，即植被的根系。而根系對土體進行穿插、網絡和固結作用，使土壤入滲能力增加，從而影響坡面產流產沙的過程[38]，不同的根系，蓄水攔沙效益不同。冰草為禾本科須根系植被，沙蒿[39]為菊科直根系植物，表明二者的合理配置才能達到最佳防護效益[24，40]。

3.3 排土場防護措施適用性評價

在遞增型放水流量條件下，研究得出C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面的減水和減沙效益為15.29%～ 34.36%和58.73%～87.29%。與蘇濤等[17]在礦區排土場研究得出冰草和沙棘的減水和減沙效益分別為35.51%～75.57%和80.70%～98.74%相比，可以看出各措施減水效益相對于減沙效益均較低。同時研究發現，未防護的裸坡在經歷遞增型放水流量沖刷下，發育的侵蝕溝寬可達70 cm，深為42 cm，導致坡面損毀嚴重；而C3H7、C7H3、QC 和CG 不同植被配置的坡面在經歷4 種遞增型放水流量沖刷下，除坡面有小的溝蝕發育外，并未出現大的侵蝕溝以及滑坡、崩塌等較大規模侵蝕現象。因此，坡面4 不同植被的配置模式具有較好的防護能力，能抵御較大連續暴雨徑流的沖刷。然而在礦區坡面防護工程中，對徑流的消減和攔蓄是防治排土場侵蝕的關鍵，盡管種植植被可對排土場水土流失起到較好的防護作用，但上方匯水的流入同樣還會造成一定的侵蝕發生，尤其是水的流失還較為嚴重，植被防護還未達到理想的效果，因此在排土場坡面的治理過程中除在坡面配置不同植被進行防護外，還應在坡頂修建攔水梗和邊坡蓄排水措施，以進一步增加對降雨徑流的調控作用，從而降低徑流挾沙能力，減少坡面土壤侵蝕。

4 結 論

采用原位放水沖刷的試驗方法，以內蒙古永利煤礦植被恢復4 a 的排土場邊坡為對象，研究遞增型（5-10-15-20 L·min-1）放水沖刷條件下BS、C3H7、C7H3、QC 和CG 坡面的產流產沙規律和水沙關系以及4 種植被配置措施坡面的減水減沙效益。流量遞增初期（0～9 min），徑流率與侵蝕速率急劇增大，后波動減小，隨著放水流量的遞增，坡面徑流率隨產流歷時的延長呈階梯式增長。侵蝕速率隨放水流量的變化較徑流率的變化趨勢小，且后期較大流量下，坡面侵蝕速率有下降趨勢；C3H7、C7H3、QC、CG 坡面的累積減水和減沙效益分別為 31.99%、18.72%、15.29%、34.36%和81.28%、87.29%、84.80%、58.73%。CG 和C7H3 配置模式分別具有最優的減水和減沙效益；坡面不同根系植被混合搭配時的減水減沙效益高于單一根系植被防護坡面，直根系與須根系植被合理配置具有更好的防護效果；各坡面侵蝕速率和徑流率呈極顯著的冪函數（BS、C3H7、QC、CG）和線性（C7H3）關系。各植被配置模式在該區能較好地抵御持續暴雨徑流的沖刷襲擊。本試驗未對各防護植被進行更深層次的分析，今后應加強對根系密度掃描以及根系分布情況進行細致研究，以及更多須根系和直根系植被配置比例和不同植被蓋度、水分入滲以及其他雨型和模擬降雨下的相關試驗工作。