寧南山區坡面不同土地利用方式下植被-土壤耦合關系評價

白一茹, 阮曉晗, 包維斌, 王幼奇, 夏子書, 楊 帆

(1.寧夏大學 資源環境學院, 銀川 750021; 2.旱區特色資源與環境治理教育部國際合作聯合實驗室, 銀川 750021)

坡面是黃土高原地區主要的地形單元，其植被群落恢復演替過程的實質是植物與土壤系統間相互作用的過程[1-2]，植被—土壤系統的協調程度對增加植被蓋度、優化植被群落結構、減少水土流失和穩定生態系統等具有重要意義[3-4]。自“六五”以來，寧南山區陸續實施了以人工林(草)建設和整地工程等為主要措施的退耕還林(草)、林業資源保護、小流域綜合治理工程等一系列生態環境保護和恢復措施，使寧南山區森林覆蓋率由20世紀80年代不足年3%提高到當前的13%以上，水土流失面積也下降了50%，取得了顯著的生態和經濟效益。但近些年該區域的人工林(草)出現了一些退化現象，甚至在種植密度大的坡地上出現了枯萎和死亡的現象[5]。因此，針對寧南山區坡面不同土地利用方式下的植被—土壤系統耦合關系研究，對于指導研究區植被恢復、生態環境建設和高效合理利用水土資源有重要作用[6]。

耦合是指兩個及以上的生態系統之間相互作用的現象，反映著生態系統中各要素的相互轉化和相互依存的關系[7-8]，耦合協調度模型主要用于衡量生態系統的一致性和協調性程度[9-11]。關于植被—土壤系統耦合關系評價的研究中，一般植被系統中選取的指標包括植物多樣性指數、生物量、蓋度和養分含量等，土壤系統中選取的指標包括土壤容重、毛管孔隙度和養分等[12]，在構建上述指標體系的基礎上，分別對植被和土壤系統選取的指標進行加權求和，利用耦合度模型和協調度模型對植被—土壤系統的耦合協調度進行評價[13]。徐明等[10]利用耦合協調度模型發現黃土丘陵區溝谷地不同植被恢復模式下的植被—土壤系統基本處于中級協調發展水平。李豪等[14]利用耦合協調度模型對陜北5種微地形下植被—土壤系統進行分析，發現在生態恢復重建過程應充分考慮地形條件。彭晚霞等[15]在喀斯特地區利用耦合協調度模型分析常綠落葉闊葉混交林植物與土壤地形因子系統，發現該區域景觀異質性強、土壤養分狀況好、物種豐富。綜上可知耦合協調度模型能很好地評價各種區域、地形和氣候類型條件下的植被—土壤間的耦合關系。

寧南山區屬半干旱半濕潤區，年均降水量400 mm左右且分布不均，地形復雜，該區域林(草)植被耗水量大，降水和土壤水分已不能滿足植被生長的需求，出現了土壤干燥化和干層現象，導致部分植被衰退、枯萎甚至死亡的現象[16-17]。因此，本研究在已有的植物—土壤系統指標體系的基礎上，在土壤體系中增加了土壤干層厚度、干燥化指數、水分相對虧缺指數等土壤水分指標，建立以11個植被因子和14個土壤因子為主的2級指標體系，采用AHP法和改進熵權法確定各植被—土壤因子的權重，以耦合協調度模型評價二者間的關系，揭示寧南山區坡面植被—土壤生態系統耦合協調狀況及各因子之間的相關性，為研究區植被恢復、重建，生態可持續發展提供可借鑒依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究樣地位于寧夏南部的彭陽縣王洼水保試驗站(106°32′—106°58′E，35°4l′—36°17′N)，屬黃土丘陵溝壑區，氣候屬溫帶半濕潤半干旱氣候，年均氣溫約7.9℃，年均降水量450 mm，且75%集中在6—9月，多年平均水面蒸發量1 050 mm，無霜期140～170 d。土壤黏粒、粉粒和砂粒含量分別為7.78%，73.93%，30.36%，屬黃綿土。土壤總孔隙度、飽和導水率、飽和含水量、毛管孔隙度分別為58.14%，0.24 mm/min，48.91%，28.58%。土壤全氮、有機質、全鉀、全磷、pH值、電導率分別為1.04 g/kg，11.13 g/kg，17.55 g/kg，0.06 g/kg，8.36，115.59 μs/cm。圖1為坡面土地利用類型分布圖。調查樣區內物種基本信息見表1。

圖1 研究區坡面土地利用方式

表1 調查樣區內物種基本信息

1.2 試驗設計和測定方法

1.2.1 樣地布設 2018年7月—8月，在實際調查研究的基礎上，選擇典型坡面布設樣方109個(圖1)。喬木層使用10.0 m×10.0 m樣方，同時在喬木層樣方四角和中心各設1.0 m×1.0 m樣方對草本植物進行多樣性調查；灌木層使用5.0 m×5.0 m的樣方，同時在灌木層樣方四角和中心各設1.0 m×1.0 m樣方對草本植物進行多樣性調查；草本層使用1.0 m×1.0 m的樣方。

1.2.2 物種調查與計算方法 記錄調查樣方位置信息、樣方內植物種類、數量、蓋度、胸徑、株高、頻度等。同時使用高枝剪及手工采取植物的葉片，以供植物樣品葉片養分含量測定。重鉻酸鉀—外加熱法測定C含量，H2SO4—H2O2消煮后測定N，P含量，凱氏定氮法測N含量，釩鉬黃比色法測定P含量，火焰光度計法測定K含量[18]。喬木植被生物量由B=α0+α1x1+，…，+αixi+ε生物量模型模擬得出，式中：B為生物量;x1，x2，…，xi為植被的株高、冠幅、胸徑及蓋度等植株形態學變量；α0，α1，…，αi為模型參數；ε為誤差項；灌木植被采取剪下3支樹枝后數出整個灌木樹枝總支數，并且換算成剪下3支樹枝的倍數，稱取剪下的3個樹枝生物量計算其平均值，最后推算整株灌木生物量[19]。草地生物量采取割取草方格全部草本植物進行稱重。采用米尺和卷尺等測定植物冠幅、胸徑和株高。采用統計的植物相對密度(Hd)、相對高度(Hr)、相對頻度(Fr)、相對蓋度(Cr)來計算物種的重要值(P)、豐富度指數(R)、多樣性指數(H)和優勢度指數(C)[19]。

喬木的重要值(P)：

P=(Hd+Hr+Fr)/3×100%

(1)

灌木、草本的重要值(P)：

P=(Hr+Cr+Fr)/3×100%

(2)

豐富度指數(R)：

R=S

(3)

多樣性指數(H)：

H=-∑PilnPi

(4)

優勢度指數(C)：

(5)

式中：S為每個群落中植被的物種數；Pi為第i種物種的重要值。

1.2.3 土壤樣品采集與分析 每個樣方調查完畢后，采用直徑5 cm的土鉆分層采取109個樣方0—600 cm土壤樣品，其中0—100 cm每10 cm取樣一次，100—600 cm每20 cm取樣一次，即每個樣點采集土樣35個，研究區總共采集3 815個樣本。同時，將各土樣分別裝滿分層編號的鋁盒和自封袋中，用于土壤含水量和基本理化性質的測定。在每個樣點附近使用環刀采集0—20 cm的原裝土樣品，共采集109個原裝土樣品，用于土壤容重、飽和含水量和孔隙度等基本物理性質測定。采用標準烘干法測定土壤含水量；環刀法測定土壤容重、飽和含水量、毛管孔隙度[20]；激光粒度儀—馬爾文法(MS3000)測定土壤質地，按美國制進行分類；重鉻酸鉀外加熱法測定C含量、凱氏定氮法測定N含量、鉬銻抗比色法測定P含量、火焰光度計法測定K含量[21]。

土壤含水量：

(6)

式中：SMCi為不同土地類型第i土層土壤含水量(%)，i為采樣土層深度；Gi為不同土地類型第i土層鋁盒與濕土質量(g)；Gj為對應第i土層的鋁盒與干土質量(g)；G為空鋁盒質量(g)。

土壤水分相對虧缺指數：

(7)

式中：CSWDIi為不同土地類型第i層土壤水分相對虧缺指數；i為采樣土層深度；CPi為對照樣地農田第i層土壤含水量(%)；SMCi為不同土地類型第i層土壤含水量(%)；WMi為第i層凋萎含水量。

土壤干燥化指數：

(8)

式中：SDIi為不同土地利用類型第i層土壤干燥化指數；SSMi為第i層土壤穩定含水量。

干層起始深度是垂直剖面上土壤含水量開始小于土壤穩定含水量的土層深度(cm)；干層厚度是垂直剖面上所有土壤含水量小于土壤穩定含水量的土層范圍總和(cm)[22]。

1.3 耦合度、協調度模型

1.3.1 數據標準化 在計算各指標權重時考慮到各指標體系的單位不一致，無法直接對各指標進行統一量化，為了統一各指標的量綱，本文采用極差法對坡面植被—土壤系統中的各指標數據進行標準化處理。數據處理標準化方式如下：

正向指標：Xij=(xij-minxj)/(maxxj-minxj)

(9)

反向指標：Xij=(maxxj-xij)/(maxxj-minxj)

(10)

式中：xij，Xij分別為指標原始數據、極差標準化后的指標數據；minxj，maxxj分別為第j項指標的最小值和最大值。

1.3.2 權重確定 熵值法計算各指標權重：

(11)

式中：Wj為評價指標的權重；dj為指標效用值。Wj值越大，對評價的重要性就越大。

dj=1-Hj

(12)

(13)

(14)

式中：Hj為第j指標的信息熵；k=lnm，ln為自然對數；m為研究區樣本數；Yij為第j項的第i個指標的比重，當Yij=0時，YijlnYij=0。

1.3.3 耦合度模型 植被—土壤系統的耦合度模型計算公式[10-15]：

(15)

式中：CSP為植被—土壤系統的耦合度；0≤CSP≤1。當CSP接近于0時,說明植被—土壤系統要素之間不存在明顯的關聯,當CSP接近于1時,說明植被—土壤系統要素之間存在明顯耦合關聯。S(x)為土壤系統；P(y)為植被系統，其公式分別為：

(16)

(17)

式中：ai，xi為坡面土壤系統中第i個土壤要素的權重值和標準化值；bj，yj為坡面植被系統中第j個土壤要素的權重值和標準化值。S(x)/P(y)為植被表示土壤耦合協調程度，其值越大，表明坡面土壤—植被系統發展越協調。

1.3.4 協調度模型 為了彌補耦合度模型不能反映植被—土壤系統在整個系統中的“功效”和“協同”效應的缺陷[23]，構建能反映植被—土壤系統相互作用的協調度模型[10-15]：

(18)

T=αS(x)+βP(y)

(19)

式中：Dc為植被—土壤系統的協調度；0≤Dc≤1。當Dc接近于0時,植被—土壤系統的協調度越差，當Dc接近于1時，植被—土壤系統的協調度越好；T為植被—土壤系統的綜合協調度系數；α，β為土壤和植被系統的貢獻率。在結合前人的研究成果和寧南山區的實際情況的基礎上[11,15]，考慮到土壤和植被系統在生態環境建設過程中處于同等重要的地位，設α=β=0.5。

1.4 數據分析

所有數據使用Excel 2010，SPSS 20.0進行處理，YAAHP 11.2進行層次分析法權重確定，ArcGIS 10.0繪制相關圖形，應用CANOCO 4.5進行植被—土壤各因子之間的CCA分析。

2 結果與分析

2.1 模型指標體系

根據指標選取的全面性、整體性、規范性、協調性及簡明性等原則[8,11]，構建了寧南山區坡面不同土地類型下植被—土壤耦合協調性的兩層指標體系，第一層包括土壤系統中的土壤物理化學屬性指標，植被系統中的生態屬性、化學屬性和植物多樣性指標。其中，考慮到寧南山區坡面土壤水分和干層分布是其主要限制因素，所以土壤物理屬性由平均含水量、干層起始深度、干層厚度、干燥化指數、土壤水分相對虧缺指數、土壤容重、黏粒、飽和含水量、毛管孔隙度等指標構成，土壤化學屬性由土壤有機質、全磷、全氮、全鉀等指標構成；植被生態屬性由株高、胸徑、冠幅和生物量等指標構成，化學屬性由植被有機質、全磷、全氮、全鉀等指標構成，植物多樣性由豐富度指數(R)、多樣性指數(H)和優勢度指數(C)構成。在處理研究區各指標權重時，為了避免單一賦權法產生的缺陷，降低賦權過程中的差異性，本研究將主觀賦權法模糊層次分析法(AHP)和客觀賦權法熵值法相結合，最后以二者權重的平均值作為綜合權重。從表2可以看出，土壤系統中干層厚度、全鉀、干燥化指數、水分相對虧缺指數和毛管孔隙度的綜合權重較高，植被系統中豐富度指數、多樣性指數、生物量等的綜合權重較高。

2.2 植被-土壤系統協調發展類型判斷標準

目前，國內外研究對于耦合協調度等級的劃分缺乏統一的標準，在研究區調研、考察和大量查閱前人研究的成果基礎之上[10,14]，確定本研究耦合協調度由14個土壤指標和11個植被指標構成，指標主要分為土壤物理、化學屬性，植被生態、化學屬性和多樣性屬性層(表2)。由耦合協調度(Dc)值的大小將寧南山區坡面植被—土壤系統的耦合發展模式分為10大類(表3)，分別為極度失調發展模式、嚴重失調發展模式、中度失調發展模式、輕度失調發展模式、瀕臨失調發展模式、勉強協調發展模式、初級協調發展模式、中級協調發展模式、良好協調發展模式和優質協調發展模式。根據植被—土壤耦合協調程度S(x)/P(y)值的大小關系劃分出寧南山區坡面植被—土壤系統耦合協調類型及評判標準的30種耦合類型。

表2 坡面植被-土壤耦合協調性評價指標權重

表3 坡面植被-土壤干層系統耦合協調類型劃分

2.3 坡面植被-土壤系統耦合評價及其空間分布

由表4可知，土壤綜合指數S(x)由大到小依次為：農地>草地>棄耕地>灌木地>林地，而植被綜合指數P(y)由大到小依次為：農地>草地>林地>棄耕地>灌木地，S(x)/P(y)和Dc呈現農地>草地>棄耕地>灌木地>林地。寧南山區坡面不同土地類型下的植被—土壤系統耦合協調關系存在一定差異，其中林地和灌木地均屬于瀕臨失調發展模式土壤滯后發展型，說明土壤系統制約了植被的可持續發展。而棄耕地和草地均屬于同一類耦合模式，即勉強協調發展模式植被—土壤同步發展型，研究區土壤系統基本可以滿足草本植被的生長需求。農地屬于初級協調發展模式植被—土壤同步發展型，農地作為耕作土壤，農民為了提高作物的產量進行有規律的灌溉、施肥和翻耕等，同時農地作物對深層土壤水分利用有限，降水補給使土壤干燥得到緩解[24]，因此農地土壤和植被系統處于穩定平衡的發展過程。

表4 坡面植被-土壤生態系統耦合協調狀況評判結果

為了更加直觀地顯示出寧南山區坡面植被—土壤耦合度空間分布情況，結合坡面土地利用方式(圖1)，依據植被—土壤系統耦合協調狀況評判結果，使用ArcGIS 10.0繪制出坡面不同土地類型下植被—土壤生態系統耦合協調狀況分布圖。從圖2可知，研究區主要以瀕臨失調發展模式且土壤滯后發展型為主，其面積占區域總面積的50%以上，分布區域主要位于坡面東北和西南部，主要是喬木和灌木的分布區域；勉強協調發展模式且植被—土壤同步發展型的區域面積小于瀕臨失調發展模式且土壤滯后發展型，呈現帶狀分布規律，分布在坡面中、西部地區，主要是草地和棄耕地的分布區域；初級協調發展模式且植被—土壤同步發展型的面積最小，其主要是農田分布區域。

圖2 坡面植被-土壤生態系統耦合協調狀況分布

2.4 坡面植被-土壤系統因子間典型相關分析

通過耦合協調度分析發現坡面植被—土壤系統間存在一定的相關性，為進一步揭示植被—土壤系統各因子間的相關性，把土壤平均含水量、干層起始深度、干層厚度、干燥化指數等14個土壤因子作為解釋變量，把株高、胸徑、冠幅和生物量等11個植被因子作為響應變量，應用CANOCO 4.5進行坡面植被—土壤各因子之間的CCA分析。由表5可知，在軸Ⅰ和軸Ⅱ水平上，土壤因子與植被因子的相關系數分別為0.389，0.210，特征值分別為0.018，0.003，累計貢獻率分別為76.6%，91.1%。圖3中土壤系統各因子距原點越遠對植被系統影響越大可知，干燥化指數、水分虧缺指數、平均含水量、黏粒、容重等是影響植被系統的主要因子。

表5 坡面植被-土壤系統各因子間典型相關分析

圖3 坡面植被-土壤各因子之間的CCA分析

3 討 論

由坡面不同土地類型下植被—土壤系統耦合協調關系可知，林地、灌木屬于瀕臨失調發展模式土壤滯后發展型，坡面林地類型主要是杏樹、刺槐、楊樹和榆樹等數種，一般而言，林地由于其生物量大、植被蒸騰能力強、根系較為發達[25-26]，所以對土壤水分的要求較高，同時寧南山區在生態環境恢復過程中植被種植密度、搭配方式等存在缺陷[27]，導致土壤水分大量消耗出現了土壤干燥化和干層現象[28]。灌木群落雖然較喬木群落的需水量小，但是研究區坡面灌木主要以成群的形式出現，種植密度大、生物量大、水分消耗也較大，因此也呈現出瀕臨失調發展模式且土壤干層滯后發展型。棄耕地和草地群落中優勢種均以草本植物為主，草本植物的根系、生物量遠低于林地和灌木，對土壤水分的需求較少，植被蒸騰不強，其水分損失量均遠低于喬木和灌木[29]，故棄耕地和草地呈現勉強協調發展且植被—土壤干層同步發展型[30]。農地屬初級協調發展模式且植被—土壤同步發展型，原因在于農地不僅位于水分條件相對較好的位置，而且灌溉、施肥和翻耕等人為活動優化了農地土壤質量，導致土壤水分和養分等均處于優勢地位[31]。

在寧南山區坡面植被—土壤系統中各因子相互作用的結果可知，土壤系統中的土壤干燥化指數、水分虧缺指數、平均含水量、黏粒和容重對植被系統中的豐富度指數、優勢度指數、多樣性指數、冠幅、株高、胸徑等影響較大。已有研究表明在西北半濕潤半干旱區植被—土壤系統中，土壤水分是制約植物生長、植被演替和景觀分異等的重要因素之一[32-33]，同時植被是土地干燥化、荒漠化和水土流失的主要調控者[2,10]。在自然狀態下土壤水分狀況會間接影響植被演替和選擇，但近幾十年為了恢復黃土區的生態環境，進行了退耕還林(草)等一系列恢復區域植被的工程，給該區域帶來了顯著的生態環境效益和一部分經濟效益。但是隨著時間的推移，在黃土高原各個區域都出現了植被—土壤系統不穩定甚至退化的情況，如“小老頭樹”、土壤干燥化、干層等問題[9,26]。總體上看，在黃土半濕潤半干旱區土壤水分是植被恢復的重要制約因素之一，在生態恢復過程中人工林草植被搭配不合理、種植密度過大等，都會導致植被耗水增強、土壤水分過度消耗，進而引起植被退化、衰竭、土壤干燥化甚至出現土壤干層情況[16,30]。因此，寧南山區在今后植被恢復時需充分考慮區域水土資源狀況及承載能力，進行科學合理的林草植被選取、搭配，確保區域植被—土壤系統的協調和可持續發展。

4 結 論

(1) 坡面林地、灌地、棄耕地、草地和農地Dc值分別為0.446 0，0.451 5，0.505 9，0.531 2，0.604 6，S(x)/P(y)值分別為0.490 8，0.593 4，0.821 2，0.874 3，1.187 4，即林地和灌木地均屬瀕臨失調發展模式且土壤滯后發展型，棄耕地和草地均屬勉強協調發展模式且植被與土壤同步發展型，農地屬于初級協調發展模式且植被與土壤同步發展型。

(2) 坡面空間上，瀕臨失調發展類模式土壤滯后發展型分布區域主要在東北和西南部，主要是喬木和灌木分布區域。勉強協調發展模式植被—土壤同步發展型在空間分布上呈現條狀分布，主要分布在中、西部地區，主要是荒草地和草地分布區域。初級協調發展模式植被—土壤同步發展面積最小且分布零碎，主要是農田分布區。

(3) CCA分析表明坡面土壤系統中干燥化指數、水分虧缺指數、平均含水量、黏粒、容重等是影響植被系統的主要因子。