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第1篇：土壤侵蝕概念范文

論文摘要：進一步明確了水土保持概念的內涵與外延，分析了人們在編制水土保持方案時經(jīng)常出現(xiàn)的問題及根源，并對今后水土保持方案編制工作提出了建議 。

水土保持方案編制應考慮的問題，究竟是一些什么問題呢？由于人們對水土保持概念理解的偏差，在編制水土保持方案時僅著眼于防治土體損失的機械固定，僅僅限制在使用工程措施，從字面上理解植物措施，沒有意識到防治水體損失方面的保持利用，忽略對風力侵蝕的防治，不考慮植物侵蝕和化學侵蝕等。

要討論這些內容的不合理問題，首先得搞清水土保持概念的內涵與外延。

1水土保持概念的內涵與外延

由水土保持的概念看來，要弄清水土保持的內容，還必須弄清水土流失的定義。水土流失和水土保持是兩個相對的概念，根據(jù)一些學術專著，它的意義也是比較明確的：是指土壤侵蝕（包括水、風、重力、人為活動等營力）造成陸地表面水土資源和土地生產力的破壞和損失。

然而什么又是土壤侵蝕呢？土壤侵蝕是國際通用的土壤學學術用語，國際上有代表性的學術專著和機構對此定義大致相同，即水、風、重力等作用下土壤的流失。國內定義是指土壤在內外力（如水力、風力、重力、人為活動等）的作用下，被分散、剝離、搬運和沉積的過程。

當然，隨著人們對土壤侵蝕和水土保持的認識的不斷深入，土壤侵蝕、水土保持的概念和內涵也在不斷地發(fā)展演變。正如土壤侵蝕從最初的由于水力或風力作用引起的土地表面物質的移動，逐步發(fā)展到土壤在內外因力（如水力、風力、重力、人為活動等）的作用下，被分散、剝離、搬運和沉積的過程，水土保持概念也由初期的土壤保持發(fā)展為今天的水土保持并舉，從單一強調土壤侵蝕引起土地生產力退化到同時強調土壤侵蝕環(huán)境與全球生態(tài)環(huán)境的聯(lián)系，如水土流失與水環(huán)境的聯(lián)系，水土保持與全球氣候變化的聯(lián)系等，即水土保持的對象已經(jīng)不再是停留在山區(qū)、丘陵區(qū)和風沙區(qū)的水土資源，而是任何在內外力（如水力、風力、重力、人為活動等）的作用下被分散、剝離、搬運和沉積的水土資源，水土保持的內容已不只是防治水土流失，而是維護和提高土地生產力，建立良好生態(tài)環(huán)境。

由此看來，水土保持涉及的內容除了防治水土資源的流失外，還賦予了利用水土資源，綠化美化環(huán)境等。其中，防治水土流失涉及防治土地荒漠化、防旱保水等內容，維護和提高土地生產力涉及了植物侵蝕、化學侵蝕，慎重考慮工程措施等內容，綠化美化環(huán)境則涉及了植樹造林，慎重使用復墾措施等內容。總之，水土保持已不是最初的水土流失防治，即采取措施簡單地把水土資源固定在某一個區(qū)域。

2問題根源的解析

前面已經(jīng)說了方案中存在的問題。為什么會出現(xiàn)這些問題呢？我想最根本的是把水土保持單純地理解為水土保護，而沒有意識到水土保護的根本目的。現(xiàn)結合前面給出的概念來解析這些問題。

2.1僅把“保持”理解為“保護”

保持含義不僅限于保護，而是保護、改良與合理利用。由于一部分人把水土保持單純地理解為水土保護、土壤保護，甚至與土壤侵蝕控制等同起來，沒有意識到土壤的改良以及土壤合理利用于農、林業(yè)生產，即沒有考慮到對土地生產力的提高，因此，在方案設計的時候，僅著眼于防治土體的損失，進行機械地“固定”處理，夸大甚至是盲目使用工程措施，從字面上理解植物措施。

2.1.1沒有著眼于提高土地生產力。有人認為，用工程措施可以把土壤很好地圈定在某一空間范圍，這樣處理后基本不會發(fā)生土壤侵蝕的現(xiàn)象。有的就是忽視植物措施對土壤的改良功能及其對荒漠化的防治功效，在方案編制中忽視植物措施，至少不對石料場、石渣場采用植物措施，加速了該區(qū)域土地石漠化、荒漠化的進程。也有人在方案編制中不是先考慮提高土地生產力方面的土地熟化，而是隨意采用復墾措施，使土地越墾越窮。相對次要一點的是，在方案中沒有提及風力的揚塵等對土地的沙化。 也許有人會問：為什么要提高土地生產力呢？ 因為他們只知道土地是農業(yè)生產發(fā)展的重要因素之一，不知道中國僅有10.20%的土地面積適于農業(yè)，37.10%適于畜牧，且風與水沖刷嚴重。因此必須考慮土地資源的可持續(xù)發(fā)展。

從提高土地生產力、水土資源的可持續(xù)發(fā)展來看，把棄渣場設置在農田的方案也是不可取的。就算棄渣在水土保持措施處理后，能夠使土地生產力提高到以前農田狀況下的水平（一般情況下是不可能的），但棄渣場本身占壓了肥沃的土壤，讓其退化，變得難以利用。據(jù)科學測算，自然風化1cm表土層需要400年時間，而風化成30cm耕作層，則至少需要1.20萬年。但破壞這1.2萬年才風化成的耕作層，卻只需一朝一夕就完成了。這是一種資源在時間上的巨大浪費。因此，強烈反對占用農田不經(jīng)處理就用作棄渣處理場地處理棄渣的方案。

2.1.2 對綠化、美化環(huán)境認識淺薄。由于沒有意識到綠化、美化環(huán)境，一部分人沒有考慮植物措施，或亂用植物措施，或沒有把植物措施設計到相應深度等。總的說來，是對綠化、美化環(huán)境的認識沒有深入。 沒有考慮植物措施的人完全沒有考慮水土保持的綠化、美化這一部分內容。在方案設計中，不在乎植物措施，認為在工程措施的防護下，已經(jīng)能夠達到防治目標，采用植物措施純屬多余。

亂用植物措施是不知道植物間的互生與對土壤肥力的競爭，只知道植物對土壤的改良，不知道一些植物在人為作用下惡化土壤理化性質、降低土壤肥力（即植物侵蝕）。要么是簡單的進行混交造林，沒有考慮主要樹種與伴生樹種之間的關系，對各樹種不進行優(yōu)化配置；要么亂用植物種造林，使得外來物種入侵并惡化土壤理化性質，降低土壤肥力，造成植物侵蝕。

沒有把植物措施設計到相應深度的人是對植物的綠化、美化作用的認識深度不夠而總認為種下去就成。他們要么是隨意設計，沒有考慮立地條件；要么是簡單設計，沒有考慮混交造林；在簡單的進行混交造林設計中，沒有考慮造林密度對生長量的影響；當然，他們植物措施中更不會考慮到微生物對土壤理化性質的改良作用（其實，植物措施常常是和生物措施相互通用的）。

2.2僅從定義上理解，沒有注意到事物的發(fā)展

早期，人們只提出了土壤保持這一概念。而今，還有很大一部分停留在這一概念上，認為只是對于水力、風力等各類因素引起的土壤侵蝕的治理。于是，他們沒有注重水體的保護和利用，沒有意識到化學侵蝕帶來的危害。也就是說，沒有水憂患與水戰(zhàn)略的意識。當然，這些還與水體保護的具體定義有關，因為在這一方面大家還持不同的意見：如有人把入滲作為一種水體保護措施，但有人認為，入滲到地層深處的水體已經(jīng)變得難以利用。

因此，在方案編制中少了很多內容，讓編制方案的根本目的落空。沒有了 “維護和提高土地生產力”這一內容，好多東西也就空蕩起來，更別說水土資源的可持續(xù)發(fā)展了。個人認為，水資源的保持要從水資源的利用、便于利用出發(fā)，做好庫存，同時進行防污染處理。

第2篇：土壤侵蝕概念范文

關鍵詞：壩系 相對 穩(wěn)定系數(shù) 研究

一、壩系與壩系相對穩(wěn)定的概念及內涵

1．壩系

壩系是指小流域溝道中由骨干壩、生產壩、塘壩等小多成群的壩群所組成的相互配合的工程體系。在壩系中，不同類型的單壩所起的作用不同，對壩系防洪攔泥起控制作用的壩稱為骨干壩（或治溝骨干工程），以攔泥淤地、發(fā)展生產為主要目的的壩稱為生產壩（或淤地壩），以蓄水、灌溉為主要目的的壩稱為塘壩（或小水庫）。受投資、自然條件等因素的限制，單壩的防洪保收、攔泥滯洪、防御洪水的能力較低，易造成工程損壞。而在壩系中，由于布設了控制性骨干工程，各壩按照分工要求聯(lián)合運用，大大提高了小流域溝道工程的防洪保收、抗御自然災害的能力。

2．壩系相對穩(wěn)定的概念

所謂壩系相對穩(wěn)定，是指小流域壩系工程建設總體上達到一定規(guī)模，通過治溝骨干工程、淤地壩和塘壩群的聯(lián)合調洪、攔泥和蓄水，使小流域洪水泥沙得到充分利用，在較大暴雨（200年一遇）洪水條件下，壩系中的治溝骨干工程的安全可以得到保證；在較小暴雨（10年一遇）洪水條件下，壩地作物可以保收；壩地年平均淤積厚度小于30cm，需要加高的壩體工程量相當于基本農田歲修的單位工程量。壩系來水來沙與壩體加高達到一種相對穩(wěn)定的狀態(tài)，壩系可實現(xiàn)持續(xù)安全和高效利用。

在壩系相對穩(wěn)定研究中，把小流域壩系中淤地面積與壩系控制面積的比值稱為壩系相對穩(wěn)定系數(shù)。

3．壩系相對穩(wěn)定的內涵

從壩系相對穩(wěn)定的概念出發(fā)，對于一條小流域溝道壩系工程，要達到壩系相對穩(wěn)定，必須同時滿足以下條件：

（1）壩系安全條件。即保證壩系在一定設防標準洪水下安全運行的條件。壩系的防洪安全是由壩系中的治溝骨干工程承擔的。因此壩系的安全標準取決于壩系中治溝骨干工程的校核洪水標準。按現(xiàn)行的《水土保持治溝骨干工程暫行技術規(guī)范SD175－186》，治溝骨干工程的校核洪水標準，庫容在50萬～100萬m3的工程為200年一遇～300年一遇洪水，庫容在100萬～500萬m3的工程為300年一遇～500年一遇洪水。所以，壩系的防洪安全條件最低為200年一遇洪水。也就是說，壩系達到設計淤積高度后，流域中起控制作用的各治溝骨干工程的滯洪庫容大于相應的校核洪水總量。

（2）壩系保收條件。即壩系在設計保收暴雨（10年一遇）洪水作用下，能夠保證壩地作物安全生長而不被洪水淹死的最低條件。也就是說，壩系達到設計淤積高度后，壩系在設計保收洪水作用下，壩地淹水深度小于作物最大耐淹深度。根據(jù)黃河中游地區(qū)黃土丘陵溝壑區(qū)第一副區(qū)的調查結果，壩地最大積水深度小于70cm、且壩地內清水通過放水建筑物在3天內排完時，壩地農作物仍能高產穩(wěn)產。

（3）壩系加高工程量條件。即壩系中壩體年平均加高的工程量相當于農田基建的單位工程量。壩系達到相對穩(wěn)定時，壩地還在淤積，當壩地的平均淤積厚度小于30cm時，壩系中各單壩每年需要加高壩體的工程量相當于一般基本農田的單位維修量，群眾可以自己加高維護，不需要列入基本建設項目，從而實現(xiàn)流域水沙的相對平衡和壩系工程的可持續(xù)利用。

（4）壩系控制洪水泥沙的條件。即壩系中的治溝骨干工程對小流域洪水泥沙的控制條件。當發(fā)生一般洪水時，泥沙淤積壩地，清水排泄；當發(fā)生壩系設防標準洪水時，洪水被攔截在骨干壩中，使泥沙不出溝。因此，喪失滯洪和攔沙能力的壩系不能稱之為相對穩(wěn)定的壩系。

4．壩系與相對穩(wěn)定壩系的區(qū)別

（1）壩系涵蓋了相對穩(wěn)定壩系，相對穩(wěn)定是壩系發(fā)展的更高階段。

（2）壩系在設防標準內允許洪水泥沙排泄到系統(tǒng)之外，而相對穩(wěn)定壩系在設防標準內可以將清水排出系統(tǒng)之外，不允許將洪水泥沙排泄到系統(tǒng)之外。

（3）壩系中各壩的相關性是通過壩系下游保護對象的安全生產或維持性運行來聯(lián)系的，而相對穩(wěn)定壩系中各壩的相關性是通過壩系下游保護對象的滯洪攔泥或可持續(xù)發(fā)展能力來聯(lián)系的。

（4）只有相對穩(wěn)定壩系才能夠適用于壩系相對穩(wěn)定理論的方法進行壩系規(guī)劃和相對穩(wěn)定程度評價。

二、不同類型區(qū)壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的取值范圍

1．洪量模數(shù)對壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的影響

洪量模數(shù)對壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的影響主要表現(xiàn)在同一防洪保收標準條件下，不同地區(qū)洪量模數(shù)（即單位面積產生的洪水量）差別較大，對壩地作物的淹水深度差別也較大。如果作物的最大淹水深度一定，則洪量模數(shù)大的地區(qū)，作物保收要求的相對穩(wěn)定系數(shù)要大一些。不同地區(qū)、不同防洪保收標準條件下，作物最大淹水深度為70cm時，壩系防洪保收的相對穩(wěn)定系數(shù)見表1。

由表1可知，10年一遇洪水的洪量模數(shù)在1．8萬～4．8萬m3／km2之間，滿足防洪保收相應的壩系相對穩(wěn)定系數(shù)在1／39～1／15之間。可見，同樣的防洪保收標準，同樣的作物耐淹深度，由于不同地區(qū)的洪量模數(shù)不同，其要求的壩系相對穩(wěn)定系數(shù)差別也不同，相差在1倍以上。

2．侵蝕模數(shù)對壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的影響

侵蝕模數(shù)對壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的影響主要表現(xiàn)在不同地區(qū)土壤侵蝕模數(shù)差別較大，導致壩地年平均淤積厚度差別也較大。如果年淤積厚度一定，則侵蝕模數(shù)大的地區(qū)，要求的相對穩(wěn)定系數(shù)要大一些。不同地區(qū)不同淤積厚度時，壩系加高工程量要求的相對穩(wěn)定系數(shù)見表1。

由表1可知，土壤侵蝕模數(shù)在5000～18000t／a·km2之間時，滿足壩系加高工程量相應的壩系相對穩(wěn)定系數(shù)在1／78～1／22之間。可見，同樣的加高工程量，由于不同地區(qū)的土壤侵蝕模數(shù)不同，其要求的壩系相對穩(wěn)定系數(shù)差別很大。目前治溝骨干工程分布范圍的土壤侵蝕模數(shù)在5000t／a·km2以上，局部地區(qū)土壤侵蝕模數(shù)高達30000～40000t／a·km2，滿足壩體加高工程量相應的壩系相對穩(wěn)定系數(shù)為1／13～1／10。

3．不同類型區(qū)壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的取值范圍

從黃河中游地區(qū)15條壩系統(tǒng)計分析我們可以看出：

在強度侵蝕區(qū)，壩系相對穩(wěn)定的制約因素是防洪保收洪水的洪量模數(shù)，由于土壤侵蝕模數(shù)小，容易滿足年淤積厚度30cm的要求，壩系相對穩(wěn)定系數(shù)完全由洪量模數(shù)控制。壩系相對穩(wěn)定系數(shù)為1／40～1／18。

在極強度侵蝕區(qū)，一般在侵蝕模數(shù)小于13000t／a·km2的地區(qū)，壩系相對穩(wěn)定系數(shù)仍由洪量模數(shù)控制；在侵蝕模數(shù)大于13000t／a·km2的地區(qū)，壩系相對穩(wěn)定系數(shù)則由土壤侵蝕模數(shù)控制。壩系相對穩(wěn)定系數(shù)為1／39～1／15。

在劇烈侵蝕區(qū)，土壤侵蝕模數(shù)成為制約壩系相對穩(wěn)定的決定因素。壩系相對穩(wěn)定系數(shù)為1／26～1／10。

三、結 論

1．壩系的安全條件

壩系防洪標準取決于壩系中治溝骨干工程單壩的最低校核洪水標準。壩系的安全條件只與壩系中起控制作用的治溝骨干工程的滯洪能力有關，與壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的大小無關。即壩系的防洪安全指標應用壩系中的治溝骨干工程校核洪水標準來檢驗，而不能用壩系相對穩(wěn)定系數(shù)來判斷。

2．壩系的保收條件與加高工程量條件

壩系的保收條件與加高工程量條件與壩系相對穩(wěn)定系數(shù)密切相關。壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的大小，取決于溝道壩系所在小流域的10年一遇洪水的洪量模數(shù)與土壤侵蝕模數(shù)的大小。

3．不同類型區(qū)壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的臨界值

一般來說，強度、極強度和劇烈侵蝕區(qū)壩系相對穩(wěn)定系數(shù)的臨界值分別在1／40～1／18、1／39～1／15和1／26～1／10。

4．壩系控制洪水泥沙的條件

第3篇：土壤侵蝕概念范文

關鍵詞　土壤退化；概況；進展；方向

中圖分類號　S158.1

文獻標識碼　A

文章編號　1000－3037(2000)03－0280－05

鑒于土壤及土地退化對全球食物安全、環(huán)境質量及人畜健康的負面影響日益嚴重的現(xiàn)實，從土壤圈與地圈—生物圈系統(tǒng)及其它圈層間的相互作用的角度研究土壤退化，特別是人為因素誘導的土壤退化的發(fā)生機制與演變動態(tài)、時空分布規(guī)律及未來變化預測與恢復重建對策，已成為研究全球變化的最重要的組成部分，并將繼續(xù)成為 21 世紀國際土壤學、農學及環(huán)境科學界共同關注的熱點問題。但是，迄今為止，有關土壤退化的許多理論問題及過程機理尚不清楚，還沒有公認的或統(tǒng)一的土壤退化指標和定量化評價方法[1]。因此，及時了解國際土壤退化研究的最新動向，并結合我國實際創(chuàng)造性地開展該領域的研究工作，具有重要的學術價值和現(xiàn)實生產意義。

1 土壤退化的概念

土壤退化 (Soil degradation)是指在各種自然，特別是人為因素影響下所發(fā)生的導致土壤的農業(yè)生產能力或土地利用和環(huán)境調控潛力，即土壤質量及其可持續(xù)性下降（包括暫時性的和永久性的）甚至完全喪失其物理的、化學的和生物學特征的過程，包括過去的、現(xiàn)在的和將來的退化過程，是土地退化的核心部分。土壤質量 (Soil quality)則是指土壤的生產力狀態(tài)或健康 (Health) 狀況，特別是維持生態(tài)系統(tǒng)的生產力和持續(xù)土地利用及環(huán)境管理、促進動植物健康的能力[2]。土壤質量的核心是土壤生產力，其基礎是土壤肥力。土壤肥力是土壤維持植物生長的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母質、氣候、生物、地形和時間因素長期相互作用的結果，帶有明顯的響應主導成土因素的物理、化學和生物學特性；另一方面，人類活動也深刻影響著自然成土過程，改變土壤肥力及土壤質量的變化方向。因此，土壤質量的下降或土壤退化往往是一個自然和人為因素綜合作用的動態(tài)過程。根據(jù)土壤退化的表現(xiàn)形式，土壤退化可分為顯型退化和隱型退化兩大類型。前者是指退化過程（有些甚至是短暫的）可導致明顯的退化結果，后者則是指有些退化過程雖然已經(jīng)開始或已經(jīng)進行較長時間，但尚未導致明顯的退化結果。

2 全球土壤退化概況

當前，因各種不合理的人類活動所引起的土壤和土地退化問題，已嚴重威脅著世界農業(yè)發(fā)展的可持續(xù)性。據(jù)統(tǒng)計，全球土壤退化面積達 1965萬km2。就地區(qū)分布來看，地處熱帶亞熱帶地區(qū)的亞洲、非洲土壤退化尤為突出，約 300萬km2 的嚴重退化土壤中有 120萬km2 分布在非洲、110萬km2 分布于亞洲；就土壤退化類型來看，土壤侵蝕退化占總退化面積的 84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等級來看，土壤退化以中度、嚴重和極嚴重退化為主，輕度退化僅占總退化面積的

38%[3～6]。

全球土壤退化評價 (Global Assessment of Soil Degradation) 研究結果[3～6]顯示，土壤侵蝕是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蝕影響占 56%，風蝕占 28%；至于水蝕的動因，43% 是由于森林的破壞、29% 是由于過度放牧、24% 是由于不合理的農業(yè)管理，而風蝕的動因，60% 是由于過度放牧、16% 是由于不合理的農業(yè)管理、16% 是由于自然植被的過度開發(fā)、8% 是由于森林破壞；全球受土壤化學退化（包括土壤養(yǎng)分衰減、鹽堿化、酸化、污染等）影響的總面積達 240萬km2，其主要原因是農業(yè)的不合理利用 (56%) 和森林的破壞 (28%)；全球物理退化的土壤總面積約 83萬km2，主要集中于溫帶地區(qū)，可能絕大部分與農業(yè)機械的壓實有關。

3 我國土壤退化狀況

首先，我國水土流失狀況相當嚴重，在部分地區(qū)有進一步加重的趨勢。據(jù)統(tǒng)計資料[7]，1996 年我國水土流失面積已達 183萬km2，占國土總面積的 19%。僅南方紅黃壤地區(qū)土壤侵蝕面積就達 6153萬km2，占該區(qū)土地總面積的 1/4[8]。同時，對長江流域 13 個重點流失縣水土流失面積調查結果表明，在過去的 30 年中，其土壤侵蝕面積以平均每年 1.2%～2.5% 的速率增加[9]，水土流失形勢不容樂觀。

其次，從土壤肥力狀況來看，我國耕地的有機質含量一般較低，水田土壤大多在 1%～3%，而旱地土壤有機質含量較水田低，＜1% 的就占 31.2%；我國大部分耕地土壤全氮都在 0.2% 以下，其中山東、河北、河南、山西、新疆等 5 省（區(qū)）嚴重缺氮面積占其耕地總面積的一半以上；缺磷土壤面積為 67.3萬km2，其中有 20 多個省（區(qū)）有一半以上耕地嚴重缺磷；缺鉀土壤面積比例較小，約有 18.5萬km2，但在南方缺鉀較為普遍，其中海南、廣東、廣西、江西等省（區(qū)）有 75% 以上的耕地缺鉀，而且近年來，全國各地農田養(yǎng)分平衡中，鉀素均虧缺，因而，無論在南方還是北方，農田土壤速效鉀含量均有普遍下降的趨勢；缺乏中量元素的耕地占 63.3%[10]。對全國土壤綜合肥力狀況的評價尚未見報道，就東部紅壤丘陵區(qū)而言，選擇土壤有機質、全氮、全磷、速效磷、全鉀、速效鉀、pH 值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表層土壤厚度等 11 項土壤肥力指標進行土壤肥力綜合評價的結果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影響，處于中、下等水平，高、中、低肥力等級的土壤的面積分別占該區(qū)總面積的 25.9%、40.8% 和 33.3%，在廣東丘陵山區(qū)、廣西百色地區(qū)、江西吉泰盆地以及福建南部等地區(qū)肥力退化已十分嚴重[11]。

此外，其它形式的土壤退化問題也十分嚴重。以南方紅壤區(qū)為例，約 20萬km2 的土壤由于酸化問題而影響其生產潛力的發(fā)揮；化肥、農藥施用量逐年上升，地下水污染不斷加劇，在部分沿海地區(qū)其地下水硝態(tài)氮含量已遠遠高于 WHO 建議的最高允許濃度 10mg/l；同時，在一些礦區(qū)附近和復墾地及沿海地區(qū)土壤重金屬污染也相當嚴重[8]。

4 土壤退化研究進展

自 1971 年 FAO 提出土壤退化問題并出版“土壤退化 " 專著以來，土壤退化問題日益受到人們的關注。第一次與土地退化有關的全球性會議——聯(lián)合國土地荒漠化 (desertification) 會議于 1977 在肯尼亞內羅畢召開。聯(lián)合國環(huán)境署 (UNEP) 又分別于 1990 年和 1992 年資助了 Olde man等開展全球土壤退化評價 (GLASOD)、編制全球土壤退化圖和干旱土地的土地退化（即荒漠化）評估的項目計劃。1993 年 FAO 等又召開國際土壤退化會議，決定開展熱帶亞熱帶地區(qū)國家級土壤退化和 SOTER（土壤和地體數(shù)字化數(shù)據(jù)庫）試點研究。在 1994 年墨西哥第 15 屆國際土壤學大會上，土壤退化，尤其是熱帶亞熱帶的土壤退化問題倍受與會者的重視，不少科學家指出，今后 20 年熱帶亞熱帶將有 1/3 耕地淪為荒地，117 個國家糧食將大幅度減產，呼吁加強土壤退化及土地退化恢復重建研究，并在土壤退化的概念、退化動態(tài)數(shù)據(jù)庫、退化指標及評價模型與地理信息系統(tǒng)、退化的遙感與定位動態(tài)監(jiān)測和模擬建模及預測、土壤復退性能研究、退化系統(tǒng)恢復重建的專家決策系統(tǒng)等研究方面有了新的發(fā)展。國際水土保持學會也于 1997 在加拿大多倫多組織召開了以流域為基礎的生態(tài)系統(tǒng)管理的全球挑戰(zhàn)國際研討會，從生態(tài)系統(tǒng)、流域的角度探討土壤侵蝕等土壤退化等問題。而且，國際土壤聯(lián)合會于 1996 年和 1999 年分別在土耳其和泰國舉行了直接以土地退化為主題的第一屆和第二屆國際土地退化會議，并在第一屆會議上決定成立了土壤退化研究工作組專門研究土壤退化，在第二屆會議上則對土壤退化問題更為重視，并有學者倡議將土壤退化研究提高到退化科學的高度來認識，并決定于 2001 年在巴西召開第三屆國際土壤退化會議[12]。同時，在亞洲，由 UNDP 和 FAO 支持的“亞洲濕潤熱帶土壤保持網(wǎng) (ASOCON)”和“亞洲問題土壤網(wǎng)”也在亞太土地退化評估與控制方面開展了大量的卓有成效的研究工作。總的說來，國際上土壤退化研究在以下方面取得了重要進展：①從土壤退化的內在動因和外部影響因子（包括自然和社會經(jīng)濟因素）的綜合角度，研究土壤退化的評價指標及分級標準與評價方法體系；②從土壤的物理、化學和生物學過程及其相互作用入手，研究土壤退化的過程與本質及機理；③從歷史的角度出發(fā)，結合定位動態(tài)監(jiān)測，研究各類土壤退化的演變過程及發(fā)展趨向和速率，并對其進行模擬和預測；④側重人類活動（特別是土地利用方式和土壤經(jīng)營管理措施）對土壤退化和土壤質量影響的研究，并將土壤退化的理論研究與退化土壤的治理和開發(fā)相結合，進行土地更新技術和土壤生態(tài)功能保護的試驗示范和推廣；⑤注重傳統(tǒng)技術（野外調查、田間試驗、盆栽試驗、實驗室分析測試、定位觀測試驗等）與高新技術（遙感、地理信息系統(tǒng)、地面定位系統(tǒng)、模擬仿真、專家系統(tǒng)等）的結合；⑥從社會經(jīng)濟學角度研究土壤退化對土壤質量及其生產力的影響。

我國土壤學研究工作在過去幾十年主要集中在土壤發(fā)生、分類和制圖（特別是土壤資源清查）；土壤基本物理、化學和生物學性質（特別是土壤肥力性狀）；土壤資源開發(fā)利用與改良（特別是土壤培肥，鹽漬土和紅壤的改良等）等方面。這些工作雖然在廣義上與土壤退化科學密切相關，但直接以土壤退化為主題的研究工作主要集中在最近 10 多年，其中又以熱帶亞熱帶土壤退化研究工作較為系統(tǒng)和深入，并在 80 年代參與了熱帶亞熱帶土壤退化圖的編制，完成了海南島 1∶100萬SOTER 圖的編制工作。90 年代以來，中國科學院南京土壤研究所結合承擔國家“八五”科技攻關專題“南方紅壤退化機制及防治措施研究”和國家自然科學基金重點項目“我國東部紅壤地區(qū)土壤退化的時空變化、機理及調控對策的研究”任務，將宏觀調研與田間定位動態(tài)觀測和實驗室模擬試驗相結合，將遙感、地理信息系統(tǒng)等高新技術與傳統(tǒng)技術相結合，將自然與社會經(jīng)濟因素相結合，將時間演變與空間分布研究相結合，將退化機理與調控對策研究相結合，對南方紅壤丘陵區(qū)土壤退化的基本過程、作用機理及調控對策進行了有益的探索，并在以下方面取得了重要進展[8、13]：①初步定義了土壤退化的概念，闡明了紅壤退化的基本過程、機制、特點。②在土壤侵蝕方面，利用遙感資料和地理信息系統(tǒng)技術編制了東部紅壤區(qū) 1∶400萬90 年代土壤侵蝕圖與疊加類型圖及典型地區(qū) 70、80、90 年代疊加土壤侵蝕圖，并在土壤侵蝕圖、土地利用圖、土壤母質圖等基礎上，編制了 1∶400 萬土壤侵蝕退化分區(qū)概圖；對南方主要類型土壤可蝕性 K 值進行了田間測定，并利用全國第二次土壤普查數(shù)據(jù)和校正的 Wischmeier 方程，計算我國南方主要類型土壤可蝕性 K，編制了相關圖件。③在肥力退化機理方面，建立了南方紅壤區(qū)土壤肥力數(shù)據(jù)庫，初步提出了肥力退化評價指標體系，進行了土壤肥力退化評價的嘗試，并繪制了紅壤退化評價有關圖件；將養(yǎng)分平衡與土壤養(yǎng)分退化研究相結合總結了我國南方農田養(yǎng)分平衡 10 年變化規(guī)律及其與土壤肥力退化的關系，認為土壤侵蝕、酸化養(yǎng)分淋失等造成的養(yǎng)分赤字循環(huán)及養(yǎng)分的不平衡是土壤養(yǎng)分退化的根本原因；應用遙感手段及歷史資料，編制了 0～20cm 及 0～100cm 土層的土壤有機碳密度圖，探討了紅壤有機碳庫的消長與轉化及腐殖質組成性質的變化規(guī)律；提出了磷素固定是紅壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰減的實質是磷素的雙核化和向固相的擴散，解決了紅壤磷素退化的實質問題。④在土壤酸化方面，研究了紅壤的酸化特點，根據(jù)土壤的酸緩沖性能，建立了土壤酸敏感性分級標準，進行了紅壤酸敏感性分級和分區(qū)，首次繪制了有關地區(qū)土壤酸敏感性分區(qū)概圖；采用 MAGIC 模型，并進行校正對我國紅壤酸化進行預測，揭示紅壤酸度的時空變化規(guī)律；并在作物耐鋁快速評估方面取得了重要進展。⑤在土壤污染方面，利用多參數(shù)對重金屬的土壤污染進行了綜合評估，建立了綜合污染指數(shù) (CPI) 值的計算方法，對不同地區(qū)的污染狀況進行了評估，繪制了重金屬污染概圖；應用農藥在土壤中的吸附系數(shù) (Kd) 和半衰期 (t1/2) 及基質遷移模式，闡明了土壤農藥污染的機理；在重金屬污染對土壤肥力的影響方面的研究結果表明，重金屬污染可降低土壤對鉀的保持能力，促進鉀的淋失；而對氮和磷而言，主要是降低與其催化降解和循環(huán)相關的酶的活性。⑥紅壤退化防治方面，提出了區(qū)域治理調控對策，“頂林—腰果—谷農—塘魚”等立體種養(yǎng)模式等，并對一些開發(fā)模式進行示范和評價。

然而，我國幅員遼闊，自然和社會經(jīng)濟條件復雜多樣，地區(qū)間差異明顯。各類型區(qū)在農業(yè)和農村發(fā)展過程中均不同程度地面臨著各種資源環(huán)境退化問題，有些問題是全區(qū)共存的，有些則是特定類型區(qū)所特有的。過去的工作僅集中于江南紅壤丘陵區(qū)，而對其它地區(qū)觸及較少。而且，在研究工作中，也往往偏重于單項指標及單個過程的研究。土壤退化綜合評價指標體系的研究基本處于空白，對退化過程的相互作用研究不夠。同時，在合理選擇堿性物質改良劑種類、提高經(jīng)濟效益以及長期施用改良劑對土壤物理、化學，特別是生物學性質的影響等方面還有許多問題有待進一步研究，對耐酸（鋁）作物品種的選擇研究也亟待加強。此外，對其它土壤退化問題，如集約化農業(yè)和鄉(xiāng)鎮(zhèn)企業(yè)及礦產開發(fā)引起的土壤及水體污染、土壤生物多樣性衰減等問題，尚未開展系統(tǒng)研究。

5 土壤退化的研究方向

土壤退化是一個非常綜合和復雜的、具有時間上的動態(tài)性和空間上的各異性以及高度非線性特征的過程。土壤退化科學涉及很多研究領域，不僅涉及到土壤學、農學、生態(tài)學及環(huán)境科學，而且也與社會科學和經(jīng)濟學及相關方針政策密切相關。然而，迄今為止，國內外的大多數(shù)研究工作偏重于對特定區(qū)域或特定土壤類型的某些土壤性狀在空間上的變化或退化的評價，而很少涉及不同退化類型在時間序列上的變化。而且，在土壤退化評價方法論及評價指標體系定量化、動態(tài)化、綜合性和實用性以及尺度轉換等方面的研究工作大多處于探索階段。

我國土壤退化研究雖然在某些方面取得了一定的、有特色的進展，但整體上還處于起步階段。為此，作者認為，今后我國土壤退化的研究工作應從更廣和更深的層次上系統(tǒng)綜合地開展土壤退化的綜合評價與主要退化類型農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的重建和恢復研究，并逐步向土地退化或環(huán)境退化方向拓展。具體來說，應加強以下幾個方面的研究工作：

(1) 土壤與土地退化指標評價體系研究。主要包括用于評價不同土壤及土地退化類型的單項和綜合評價指標、分級標準、閾值和彈性，定量化的和綜合的評價方法與評價模型等；

(2) 土壤退化的監(jiān)測與預警系統(tǒng)研究。主要包括建立土壤退化監(jiān)測研究網(wǎng)絡，對重點區(qū)域和國家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的類型、范圍及退化程度進行監(jiān)測和評價，并進行分類區(qū)劃，為退化土地整治提供依據(jù)；

(3) 土壤與土地退化過程、機理及影響因素研究。重點研究幾種主要退化形式（如土壤侵蝕、土壤肥力衰減、土壤酸化、土壤污染及土壤鹽漬化等）的發(fā)生條件、過程、影響因子（包括自然的和社會經(jīng)濟的）及其相互作用機理；

(4) 土壤與土地退化動態(tài)監(jiān)測與動態(tài)數(shù)據(jù)庫及其管理信息系統(tǒng)的研究。主要包括土壤退化監(jiān)測網(wǎng)點或基準點 (Benchmark sites)的選建、3S(GIS、GPS、RS) 技術和信息網(wǎng)絡及尺度轉換等現(xiàn)代技術和手段的應用與發(fā)展、土壤退化屬性數(shù)據(jù)庫和 GIS 圖件及其動態(tài)更新、土壤退化趨向的模擬預測與預警等方面的工作；

(5) 土壤退化與全球變化關系研究。主要包括土壤退化與水體富營養(yǎng)化、地下水污染、溫室氣體釋放等；

(6) 退化土壤生態(tài)系統(tǒng)的恢復與重建研究。主要包括運用生態(tài)經(jīng)濟學原理及專家系統(tǒng)等技術，研究和開發(fā)適用于不同土壤退化類型區(qū)的、以持續(xù)農業(yè)為目標的土壤和環(huán)境綜合整治決策支持系統(tǒng)與優(yōu)化模式，主要退化生態(tài)系統(tǒng)類型土壤質量恢復重建的關鍵技術及其集成運用的試驗示范研究等方面的工作，為土壤退化防治提供決策咨詢和示范樣板；

(7) 加強土壤退化對生產力的影響及其經(jīng)濟分析研究，協(xié)助政府制定有利于持續(xù)土地利用，防治土壤退化的政策。

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第4篇：土壤侵蝕概念范文

關鍵詞：水土保持；生態(tài)修復

1 關于“生態(tài)恢復、生態(tài)修復”的理解

生態(tài)修復是指對生態(tài)系統(tǒng)停止人為干擾，以減輕負荷壓力，依靠生態(tài)系統(tǒng)的自我調節(jié)能力與自我組織能力使其向有序的方向進行演化，或者利用生態(tài)系統(tǒng)的這種自我恢復能力，輔以人工措施，使遭到破壞的生態(tài)系統(tǒng)逐步恢復或使生態(tài)系統(tǒng)向良性循環(huán)方向發(fā)展；主要指致力于那些在自然環(huán)境突變和人類活動影響下受到破壞的自然生態(tài)系統(tǒng)的恢復與重建工作。

目前學術上用的比較多的是“生態(tài)恢復”和“生態(tài)修復”，生態(tài)恢復的稱謂主要應用在歐美國家，在我國也有應用。而生態(tài)修復的叫法主要應用在日本和我國。關于“生態(tài)修復”一詞，近年來也不時見諸文獻報道，它和“生態(tài)恢復”一詞十分相近，有時互相通用也不會有什么問題，但“修復”一詞，帶有修理、整治、補償使之回歸原來狀態(tài)的意思，帶有更強的人為措施促進的含義。為加快水土流失治理，水利部提出治水新思路，把“生態(tài)修復”概念引進水土流失治理領域，表明了人們對水土流失的治理的認識逐漸從保水保土的層次提高到了生態(tài)學層次。

在生態(tài)修復的研究和實踐中，涉及的相關概念有生態(tài)恢復（Ecological Restoration）、生態(tài)修復（Ecological Rehabilitation）、生態(tài)重建（Ecological Reconstruction）、生態(tài)改建（Ecological Renewal）、生態(tài)改良（Ecological Reclamation）等。雖然在涵義上有所區(qū)別，但是都具有“恢復和發(fā)展”的內涵，即使原來受到干擾或者損害的系統(tǒng)恢復后使其可持續(xù)發(fā)展，并為人類持續(xù)利用。

2 水土保持生態(tài)修復是以生態(tài)恢復為目標的水土流失綜合治理

水土保持生態(tài)修復：指在特定的土壤侵蝕地區(qū)，通過解除生態(tài)系統(tǒng)所承受的超負荷壓力，根據(jù)生態(tài)學原理，依靠生態(tài)系統(tǒng)本身的自組織和自調控能力的單獨作用，或輔以人工調控能力的作用，使部分受損的生態(tài)系統(tǒng)恢復到相對健康的狀態(tài)。

水土保持生態(tài)修復是獨具中國特色的概念，標志著中國治理水土流失的理念有了重大突破。水土保持生態(tài)修復概念的界定應符合中國的土壤侵蝕面積廣、類型多、強度大，經(jīng)濟落后，人口眾多等國情。

我國是世界上自然生態(tài)系統(tǒng)退化和喪失很嚴重的地區(qū)，土地荒漠化、沙塵暴、洪水災害、水資源短缺等，已嚴重威脅我國的社會經(jīng)濟發(fā)展和國民福利。為此我國采取了一系列工程措施，如植樹造林、自然保護區(qū)建設、退耕還林等，但總體上我國的生態(tài)環(huán)境還是相當嚴峻。水土流失治理的對象是水土流失區(qū)，也就是生態(tài)系統(tǒng)的退化區(qū)。依據(jù)恢復生態(tài)學原理，應該從滿足系統(tǒng)的功能、結構的恢復和改善并使之能自我維持的三方面要求上來采取綜合治理措施。通過水土保持生態(tài)修復，促進土壤肥力的提高、結構的改善、土地可持續(xù)利用；創(chuàng)造條件促進群落進展演替；采取措施加快系統(tǒng)物質和能量的轉化等，才能使部分受損的生態(tài)系統(tǒng)恢復到相對健康的狀態(tài)。

3 水土保持生態(tài)修復的技術方法

3.1 退化坡面生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)修復

我國是一個多山的國家，山區(qū)丘陵區(qū)約占國土面積的2/3，耕地面積1.33 億hm2，其中有坡耕地4667 萬hm2，占總耕地面積的35%。在山區(qū)丘陵區(qū)，坡耕地是主要的農業(yè)生產場所。

退化坡耕地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)修復：少施化肥，增施農家肥料；種植綠肥植物，增加固氮作物品種；輪作、套作，間種、混種；減少化學防治，增加生物防治；植等高植物籬等。退化林地、草地、荒地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)修復：在封禁的基礎上，補種鄉(xiāng)土樹種、草種。封禁時間的長短因生態(tài)系統(tǒng)類型、受損程度、氣候等因素的不同而不同，一般來說，喬木林、灌木林、草地生態(tài)系統(tǒng)可分別為8a 以上、5～8a、3～5a。一般坡度小于20°的坡地可修建成水平梯田；坡度小于10°的也可通過水土保持耕作措施，達到控制土壤侵蝕的目的。另外，對于坡度更大的坡地（＞20°），就需建立水土保持林業(yè)生態(tài)工程。

水土保持林業(yè)生態(tài)工程就是在同一地塊上相間種植農作物和林木（含經(jīng)濟林木和草），包括配置在緩坡耕地上的水流調節(jié)林帶、生物地埂（生物壩、生物籬），配置在梯田地埂的梯田地坎防護林及坡地農林（草）復合工程。水流調節(jié)林帶能夠分散、減緩地表徑流速度，增加滲透，變地表徑流為土內徑流，阻截從坡地上部帶來的降雨徑流。多條林帶可以做到層層攔蓄徑流，達到減流沉沙，控制水土流失的目的。

3.2 退化河流生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)修復

在土壤侵蝕地區(qū)，導致河流退化的驅動力主要有修路、開礦、河岸放牧、化肥與農藥的面源污染、工業(yè)廢水與生活污水的點源污染、過度捕魚等，對由于這些驅動力所導致的退化河流生態(tài)系統(tǒng)進行生態(tài)修復，最重要的是要減輕或解除導致河流生態(tài)系統(tǒng)退化的驅動力，讓河流休養(yǎng)生息。此外，還可采取如下兩種方法：①減少河流人工直線化的程度，增加河流彎曲度，以增加河流生境的多樣性，進而增加水生生物多樣性；②在河流兩岸種植生物隔離帶（種類和寬度應因地制宜），一方面防治面源污染，另一方面為河流水生生物增加營養(yǎng)源。

同時，合理開發(fā)利用水資源，實施生態(tài)應急補水工程，至少要滿足天然綠洲生態(tài)系統(tǒng)最小生態(tài)需水量；合理調整土地利用結構，適當減少人工綠洲面積，使人工綠洲和天然綠洲面積比例調整到1：1 左右。

3.3 退化礦山生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)修復

該生態(tài)系統(tǒng)的土壤、植物等組分完全受損，缺乏植物生長所需要的營養(yǎng)元素，對這種嚴重退化的生態(tài)進行生態(tài)修復，可采取的方法有：覆蓋土壤，對土壤進行物理處理，添加營養(yǎng)物質，去除有害物質，種植適應性強的先鋒樹種或草種、間種鄉(xiāng)土樹種或草種。植被恢復對于礦山生態(tài)恢復效果是十分顯著的。但這種生物措施必須與工程措施相結合，才能早日見效。開采前嚴格規(guī)劃棄土場、尾礦壩。根據(jù)礦場范圍內地形特點以及礦種、蘊藏量、開采方式等規(guī)劃棄土場。棄土場必須先設置攔沙壩（擋土墻），以控制植被恢復前水土流失。攔砂壩應根據(jù)棄土場地形以及每年棄土量而逐年加固加高。同時棄土場周圍要修防洪溝。尾礦壩必須納入整個工程預算之內，與主體工程同時施工，同時驗收投產，以減少對下游農業(yè)生產和群眾生活的危害。護坡護岸工程。礦區(qū)采場臺階、邊坡以及公路等附屬工程的邊坡，應全部規(guī)劃護坡工程，以防止采場及公路等出現(xiàn)滑坡、崩塌。同時礦區(qū)下游河道也要對河壩、河堤等加固、加高，經(jīng)常清理河床淤積的泥沙石，以防洪水沖毀堤壩、農田、公路、橋梁、房屋等。

4 水土保持生態(tài)修復的途徑

4.1 “封禁”法―――生態(tài)自然修復該方法適用于受損程度較輕的生態(tài)系統(tǒng)。如封山禁牧、舍飼養(yǎng)畜、退耕還林還草、調整用地結構，以電代燃料、發(fā)展沼氣、生態(tài)移民等，這是生態(tài)系統(tǒng)恢復的最基本也是最重要的措施。

4.2 “封禁+補種”法―――自然和人工共同修復

通常選擇植物群落演替中的先鋒物種，它有較強的抗逆性、較強的生命力和再生能力，如南方的馬尾松、楊梅、沿海風沙區(qū)的木麻黃等，以此迅速形成利于植被進展演替的小氣候和生物環(huán)境。該方法適用于受損程度較重的生態(tài)系統(tǒng)。

4.3 “果―牧―沼、草―牧―沼”法―――人工強化促進

第5篇：土壤侵蝕概念范文

土地利用變化是目前人地系統(tǒng)研究中的一個重要方面，它對環(huán)境和生態(tài)的作用在全球環(huán)境變化研究領域受到高度重視。土地利用的生態(tài)服務價值首先表現(xiàn)在它不僅是農業(yè)和畜牧業(yè)發(fā)展的重要物質基礎，而且還具有生物多樣性保護、涵養(yǎng)水源、防風固沙等重要生態(tài)功能。同時，土地利用是人類最基本的經(jīng)濟活動，它的不斷變化也會引起生態(tài)系統(tǒng)結構和功能的變化，從而導致生態(tài)服務價值的改變，因此，研究土地利用變化下的生態(tài)系統(tǒng)服務價值具有重要意義。目前，我國對于土地利用驅動下生態(tài)服務價值的變化做了大量的研究，主要體現(xiàn)在：歐陽志云、王偉等對生態(tài)系統(tǒng)服務的概念、內涵和價值評估方法進行了闡述；謝高地等對中國自然草地和青藏高原高寒草地的生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行了評估，并根據(jù)Costanza提出的核算理論利用專家打分法制定了中國生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量因子表。此后，以中國生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量因子表為基礎，結合不同研究區(qū)土地利用變化的生態(tài)系統(tǒng)服務價值評估大量展開。此外，基于遙感和GIS技術研究土地利用/覆蓋變化背景下區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化的研究也逐漸增多，并對草地、森林、流域等生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行評估。這些研究主要對當年的價值進行靜態(tài)分析，且依賴于經(jīng)濟學理論，而缺乏對生態(tài)系統(tǒng)自身規(guī)律的分析。關于土地利用結構和格局與生態(tài)服務價值的內在聯(lián)系的定量研究較少。由于生態(tài)系統(tǒng)的服務功能與生態(tài)系統(tǒng)自身的結構與過程有關，且極易受到不同區(qū)域地理、氣候的影響，因此，能夠進行土地利用格局變化、生態(tài)系統(tǒng)結構、生態(tài)過程與服務功能的關系分析，可進一步為生態(tài)服務功能評價提供相對可靠的生態(tài)學基礎，也成為目前研究的一個方向。本研究基于土地利用——陸地生態(tài)系統(tǒng)耦合模型（TESim_R模型），通過對氣象、植被、土壤以及控件屬性等參數(shù)的輸入，得到不同土地利用模式下的生態(tài)過程數(shù)據(jù)，并在此基礎上依據(jù)不同的生態(tài)服務功能，對土地利用的生態(tài)服務價值進行評估。

1 研究區(qū)概況

中國北方農牧交錯帶是分隔我國北方東部農區(qū)與西部天然草地牧區(qū)的生態(tài)過渡帶，斜貫東北-西南，北起大興安嶺西麓的呼倫貝爾，西至青海東部，南至寧夏南部，總面積約為72.6萬km2，包括有10省205縣（旗），總人口約6 000多萬，在地理上具有很強的過渡性，同時該地區(qū)自然資源條件多樣和相當脆弱，使得該研究區(qū)成為我國一個重要的生態(tài)脆弱區(qū)和生態(tài)過渡帶。此外，隨著人類活動長期以來的超強度利用和干擾，該區(qū)域的土地利用強度與空間格局發(fā)生了巨大變化，嚴重影響了生態(tài)服務功能的發(fā)揮。因此，以中國北方農牧交錯帶為研究對象，研究土地利用數(shù)量結構和空間格局變化對于陸地生態(tài)系統(tǒng)服務價值的影響具有重大實際意義。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源及處理

（1）土地利用數(shù)據(jù)：本文中使用的土地利用數(shù)據(jù)有4期，20世紀70年代的土地利用數(shù)據(jù)來源于中國科學院地理與資源研究所1992年的1∶400萬土地利用空間分布圖，其他3期的數(shù)據(jù)來源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遙感影像的解譯結果。

（2）氣象、地形數(shù)據(jù)：來源于中國科學院地理科學研究所1992年的1∶400萬數(shù)字地圖中的中國地貌圖、中華人民共和國國家測繪局1995年編制的1∶25萬地形高程數(shù)據(jù)庫。氣候資料數(shù)據(jù)來源于中國氣象局氣象站點數(shù)據(jù)，選擇了中國北方農牧交錯帶及其周邊地區(qū)133個站點的數(shù)據(jù)，時間范圍為1976—1999年。

（3）統(tǒng)計數(shù)據(jù)：包括1976—1999年的全國統(tǒng)計年鑒，中國北方農牧交錯帶10省統(tǒng)計年鑒，每年林業(yè)統(tǒng)計年鑒、最近時期的調查數(shù)據(jù)。價格數(shù)據(jù)來源于中國統(tǒng)計年鑒以及實際調研數(shù)據(jù)。

2.2 土地利用——生態(tài)系統(tǒng)耦合模型

土地利用——陸地生態(tài)系統(tǒng)耦合模型（TES-LUC模型），該模型包括幾個大的模塊，土地利用動態(tài)過程模塊、凈第一性生產力模塊、水分運動模塊、土壤侵蝕模塊、碳氮元素循環(huán)模塊，模型的驅動因素為氣象、植被、土壤以及地理空間屬性和不同植被的相關生理參數(shù)等。利用不同的輸入?yún)?shù)，可以得到不同土地利用空間格局下的生態(tài)系統(tǒng)過程數(shù)據(jù)。針對研究區(qū)的土地利用實際情況，使用實際氣象數(shù)據(jù)資料作為驅動，各種空間屬性、植被以及土壤等相關參數(shù)，以及相關變量的初始值形成輸入文件，驅動土地利用——生態(tài)過程耦合模型TES-LUC，在模型進行多次迭代運算之后，得到4期土地利用現(xiàn)狀下研究區(qū)不同格點的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，以及區(qū)域整體平均的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，隨后進行各個格點以及研究區(qū)整體生態(tài)服務價值的計算。

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務價值評價方法

根據(jù)Costanza等人的分類方法，考慮到研究區(qū)的地理地貌特征和植被土壤類型，本文將研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值劃分為初級生產、氣候調節(jié)、養(yǎng)分循環(huán)、水源涵養(yǎng)、侵蝕控制五大類評價指標，以土地利用—生態(tài)系統(tǒng)耦合模型模擬的凈初級生產力（NPP）輸出值為基礎，分別計算5個類別的生態(tài)服務價值，各類別指標服務價值的評估方法如下。

2.3.1 初級生產價值 凈初級生產力（NPP）和生物量是反映有機物質生產的兩個重要指標，生物量是反映物質的儲存量，而初級生產力是反映某一時間段（如一年）所生產的有機物質量，利用 TES-LUC模型 模擬的凈初級生產力（NPP），根據(jù)有機物質的單位質量價值，換算得到研究區(qū)內生態(tài)系統(tǒng)初級生產的價值，具體計算公式為：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn為初級生產的生態(tài)系統(tǒng)服務價值（元），NPP（x）為每個柵格內的NPP模擬均值，Pn（x）為單位有機物價值。

2.3.2 氣候調節(jié)價值 在評估生態(tài)系統(tǒng)固定CO2和釋放O2兩項服務功能時，根據(jù)光合作用與呼吸作用的反應方程式，推算每形成1 g干物質需要的CO2的量（一般取1.62 g）和釋放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳稅法估算吸收CO2的功能價值，工業(yè)制氧法估算釋放O2的功能價值， 計算公式為：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）為TES-LUC模型模擬的每個柵格內的NPP，Pr、Po分別為碳稅法中CO2的單位質量價值和工業(yè)制氧法中的工業(yè)制氧價格，CO2的單位質量價值借用瑞典碳稅率0.15美元·kg-1（C）來計算，換算成吸收CO2的稅率為3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工業(yè)制氧價為4×10-4元·g-1 （O2）。

2.3.3 養(yǎng)分循環(huán)價值 生態(tài)系統(tǒng)中的植被在生長過程中，能夠同時固定其他養(yǎng)分物質，這些營養(yǎng)物質通過復雜的食物網(wǎng)而循環(huán)再生，并成為全球生物地化循環(huán)不可或缺的環(huán)節(jié)。評估生態(tài)系統(tǒng)在養(yǎng)分循環(huán)中的作用時，以TES-LUC模型模擬的NPP為基礎，估算其重要營養(yǎng)物質氮、磷、鉀在生態(tài)系統(tǒng)中的年吸收量。根據(jù)統(tǒng)計資料，氮、磷、鉀肥的平均價格分別為400，350，350元·t-1；對應的純氮、磷、鉀元素的折算率分別為79/14，506/62，174/78，即：

Vu=Vun+Vup+Vuk

Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn

Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp

Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk

式中，Vu為區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)在一時間段內吸收的營養(yǎng)物質價值；Vun、Vup、Vuk分別為吸收的氮、磷、鉀元素價值；Rn1、Rp1 、Rk1分別為各類生態(tài)系統(tǒng)中氮、磷、鉀元素在有機物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2為純氮、純磷、純鉀分別折算為氮肥、磷肥、鉀肥的比例；Pn、Pp、Pk分別為區(qū)域時間段內氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。

2.3.4 水源涵養(yǎng)價值 涵養(yǎng)水源是生態(tài)系統(tǒng)的一個重要功能，可以參照李金昌等的研究方法來評價生態(tài)系統(tǒng)對涵養(yǎng)水源的間接經(jīng)濟價值。通過TES-LUC模型模擬水分的垂直運動得到不同土壤層的土壤體積含水量。而土壤涵養(yǎng)水源類似于水庫蓄水，因此，通過建立需水量為1 t的水庫的費用來估算涵養(yǎng)水源的價值，查閱工程造價成本可知，中國每建設1 m3庫容的平均成本花費為0.67元。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）為TES-LUC模型模擬的土壤含水量，Pw（x）為建成單位庫容的花費成本，S（x）為對應的面積。

2.3.5 土壤侵蝕價值 根據(jù)水利部頒布的《土壤侵蝕分級分類標準》，土壤侵蝕包括減少土地損失面積的價值、減少土壤肥力損失的價值和減少泥沙淤積的價值，可通過TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量和土壤有機質對這一價值進行計算。

（1）土地面積減少量。主要根據(jù)土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來計算，以我國土壤耕作層的平均厚度（0.3 m）作為土層厚度，采用土地的機會成本法估算土地面積減少的經(jīng)濟價值，計算式為：

Vss（x）=×OC（x）

式中，Vss（x）為每個柵格處在一段時間內減少的土地面積損失價值，E（x）為TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量，OC（x）為土壤生產的機會成本（元·m-2）。其取值是根據(jù)不同的生態(tài)系統(tǒng)類型來確定的，如表2所示。

（2）土壤肥力損失量。保持土壤肥力主要包括減少有機質損失，氮、磷、鉀損失，分別由以下公式計算：

Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc

Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn

Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp

Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk

Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）

式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分別為減少N、P、K損失的功能價值，E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；U（x）為TESim模型模擬的單位土壤有機質含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分別為土壤的純N化肥當量，純P化肥當量和純K化肥當量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分別為柴薪、氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。土壤中的氮元素、磷元素和鉀元素含量則參考研究區(qū)的文獻數(shù)據(jù)北方農牧交錯區(qū) 部分（表3）。

（3）泥沙淤積價值。通常，土壤侵蝕會導致部分泥沙淤積于水庫、江河、湖泊等處，并直接造成其需蓄水量的下降，從而在某種程度上加劇干旱、洪澇等災害的發(fā)生。生態(tài)系統(tǒng)減少的這部分損失的價值可以近似根據(jù)蓄水成本來計算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）為生態(tài)系統(tǒng)在一段時間內減少淤泥損失的價值；E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；Ltr（x）為總侵蝕量中會造成淤積的泥沙比例；Pre（x）為平均庫容工程費。

綜合上述3項因子價值，最終可得土壤侵蝕功能價值為：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 價格參數(shù)的處理

由統(tǒng)計資料不難發(fā)現(xiàn)，物價水平在1976—2000年的模擬期間，有著顯著的上升趨勢。由于生態(tài)效益評估涉及到不同年份間生態(tài)系統(tǒng)服務價值的比較，根據(jù)區(qū)域生態(tài)資產計算的特點，且受限于價格數(shù)據(jù)的來源，因此，必須對不同年份的價格變量進行轉換和折算。本研究采用消費物價指數(shù)（Consumer price index，CPI），以1978年為貨幣基準年，近似處理不同年份得到的價格數(shù)據(jù)（圖1），從而納入統(tǒng)一的評估框架。

將所有價格數(shù)據(jù)和中間參數(shù)小結如下，表4展示了評估框架中，價格參量的數(shù)值、單位、數(shù)據(jù)來源和涵義。

3 結果與分析

3.1 不同土地利用數(shù)量結構下的生態(tài)服務價值

表5給出了從20世紀70年代—2000年研究區(qū)土地利用類型數(shù)量結構變化的統(tǒng)計結果。從表5中可以看出，我國北方農牧交錯帶土地利用結構以草地和耕地為主，分別占到總面積的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合計達到74.89%。自20世紀70年代到2000年，土地利用結構發(fā)生了較大變化，從總體趨勢來看，可以分為兩個階段，第一階段為20世紀70年代到20世紀80年代后期，土地利用數(shù)量結構劇烈變化。其中，耕地、草地所占面積急劇增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面積則大幅下降，產生原因可能是由于社會經(jīng)濟的快速發(fā)展和人口的急劇增加，大量的林地轉化為可用于耕種的耕地和可用于放牧的草地。另一階段是1980年代后期到2000年，土地利用變化方向產生一定轉變，且土地利用變化程度減緩，其中，耕地保持平穩(wěn)上升趨勢，林地經(jīng)過小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趨勢。表明土地利用類型逐漸由林地向耕地和草地轉化。另外，為了防風固沙、保持水土，一些防護林工程也陸續(xù)開始實施，使得1980年代后期的林地所占面積有所回升。

運用前文所述方法，對研究區(qū)生態(tài)服務價值進行計算，結果見表6。從表中可以看出，從生態(tài)服務價值總值來看，中國北方農牧交錯帶的生態(tài)服務總價值變化，大體上可以分為兩個階段，從20世紀70年代到20世紀90年代，生態(tài)服務總價值由1 434億元下降到1 291億元，這是因為土地利用變化總體趨勢為耕地和草地大量增加，林地減少。而耕地和草地的單位生態(tài)服務功能價值指數(shù)遠遠小于林地。從20世紀90年代到2000年，生態(tài)服務總價值開始回升，這也與土地利用數(shù)量變化程度減緩和生態(tài)環(huán)境效益改善有關系。從不同土地利用類型所占的生態(tài)服務價值的數(shù)量比例來看，草地由于其面積較大，它所占的比重最高，平均每年占總生態(tài)服務價值的40%以上；林地的面積比例盡管下降，但其生態(tài)服務價值比例卻逐漸升高；而耕地的生態(tài)服務價值所占比例相對穩(wěn)定，為30%左右。不同生態(tài)系統(tǒng)所占的生態(tài)價值比例也充分體現(xiàn)了該區(qū)域土地利用以農業(yè)和牧業(yè)用地為主的顯著特點。隨著土地利用變化的加劇，不同生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值也隨之變化。

3.2 不同土地利用空間格局下的生態(tài)服務價值

由前文所述方法運用GIS軟件得到中國北方農牧交錯帶不同時期生態(tài)服務價值空間分布圖（圖2）。從圖2中可以看出，研究區(qū)生態(tài)服務價值受土地利用類型的影響相當明顯，總體上呈現(xiàn)從東北向西南遞減的趨勢，由于研究區(qū)東北部主要分布著森林植被，其生態(tài)服務價值比較高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部為內蒙古高原向黃土高原過渡區(qū)，分布著較多的草地和耕地，生態(tài)服務價值約在3 000元·hm-2左右，南部為青藏高原向黃土高原過渡區(qū)，生態(tài)服務價值偏低，多低于1 000元·hm-2。從20世紀70年代—20世紀90年代期間，大量的林地向耕地和草地轉移，研究區(qū)的生態(tài)服務價值呈現(xiàn)整體降低趨勢，中西部地區(qū)尤為明顯。其中，20世紀70年代—20世紀80年代年間，生態(tài)服務價值在中西部小部分地區(qū)略有下降；20世紀80年代—20世紀90年代期間，研究區(qū)全區(qū)生態(tài)服務價值有一定程度的減弱，其中以中西部地區(qū)最為明顯，耕地和草地的生態(tài)環(huán)境進一步惡劣；20世紀90年代—2000年間，區(qū)域生態(tài)服務的空間變化趨勢減緩，從圖中較難看出明顯差異，這與之前的數(shù)量分析結果相對應。

進一步對全區(qū)生態(tài)服務價值進行分級，并統(tǒng)計各級柵格個數(shù)（表7），可以看出，20世紀70年代研究區(qū)生態(tài)服務價值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的區(qū)間，共占了生態(tài)服務總值的58%，生態(tài)服務功能價值較高；20世紀80年代，全區(qū)生態(tài)服務價值分布在1 000～3 000元·hm-2之間的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例顯著下降，表明高生態(tài)服務價值區(qū)逐漸減少；20世紀90年代，生態(tài)服務價值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之間，其中低于1 000元·hm-2的面積比例明顯增大，而高于4 000元·hm-2比例繼續(xù)減少，表明區(qū)域生態(tài)服價值繼續(xù)降低；2000年，全區(qū)生態(tài)服務價值在低于1 000元·hm-2之間的分布最多，達39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生態(tài)服務價值兩極分化日趨嚴重。

4 結論與討論

參照前人研究成果，結合研究區(qū)實際情況，我們確定了研究區(qū)土地利用生態(tài)服務價值的計算方法。并利用土地利用——生態(tài)系統(tǒng)耦合模型的模擬數(shù)據(jù)作為基礎數(shù)據(jù)，通過GIS等手段實現(xiàn)對中國北方農牧交錯帶生態(tài)服務價值的時空格局變化的研究。本研究基于生態(tài)系統(tǒng)過程，然后將直接和間接市場價值引入生態(tài)系統(tǒng)服務評價體系，從而把生態(tài)系統(tǒng)過程和社會經(jīng)濟緊密聯(lián)系起來，使評價結果更加客觀和可靠。

第6篇：土壤侵蝕概念范文

關鍵詞：LUCC變化；生態(tài)服務價值；中國北方農牧交錯帶

中圖分類號：F323.22 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.01.017

Evaluation of Ecosystem Service Value Based on Land Use-Terrestrial Ecosystem Coupled Model

—A Case Study From the Farming-Grazing Transitional Zone of Northern China

JIANG Li1， XU Xia1， LIU Ying-hui2， XU Li1， TIAN Yu-qiang1

（1.State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology， Beijing Normal University， Beijing 100875， China； 2.College of resource science and technology， Beijing normal university， Beijing Normal University， Beijing 100875， China）

Abstract： Land use is an important part of the human-earth system， it can provide huge ecosystem services. This paper considered the primary production， the balance of CO2 and O2， nutrient cycling， water conservation， soil erosion control and other major service functions， and proposed a method based on land use - terrestrial ecosystem coupled model to estimate the land use ecosystem service value. The results show that during 1970s—2000， the total ecosystem service value of the farming-grazing transitional zone of northern China has been changed from the 143.4 billion yuan to 129.6 billion yuan RMB lower after recovering from declines in 1990s. The land use structure and spatial pattern has an impact on the value of ecosystem services. The cropland and grassland ecosystem offered the main ecosystem service value， being 31% and 44% respectively. And the proportion of the ecosystem services value in forest ecosystem has continued to rise although it’s small size. We should further strengthen the protection of ecological environment.

Key words： land use change； ecosystem service value； the farming-grazing transitional zone of northern China

收稿日期：2013-10-31；修訂日期：2013-11-28

基金項目：國家自然科學基金項目（41030535）；國家自然科學基金項目（30900197）；國家973項目（2011CB952001）

作者簡介：蔣力（1987—），女，湖南人，在讀碩士生，主要從事土地利用變化與陸地生態(tài)系統(tǒng)研究。

通訊作者簡介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要從事土地利用模擬模型研究。

生態(tài)系統(tǒng)服務是指通過生態(tài)系統(tǒng)自身的結構、過程和功能，直接或間接地得到生命支持產品以及提供服務[1-2]。根據(jù)相關研究提出的生態(tài)系統(tǒng)服務功能分類[3-4]，生態(tài)系統(tǒng)服務功能可以歸納為供給功能、調節(jié)功能、生命系統(tǒng)支持功能和文化娛樂功能等。其中，為人類提供食物、工業(yè)原材料等可以商品化的功能，稱為直接價值功能；而氣候條件、水源涵養(yǎng)等難以商品化的功能，稱為間接價值功能。生態(tài)服務功能的間接價值雖然不表現(xiàn)在國家的核算體制上，但它們的價值可能大大超過直接價值。Costanza在1997年最先開展了對全球生態(tài)系統(tǒng)服務價值的系統(tǒng)評估工作，確定了生態(tài)服務價值的評估原理和科學意義之后[1]，生態(tài)服務價值研究已成為當今生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)性研究的熱點之一[4]。

土地利用變化是目前人地系統(tǒng)研究中的一個重要方面，它對環(huán)境和生態(tài)的作用在全球環(huán)境變化研究領域受到高度重視。土地利用的生態(tài)服務價值首先表現(xiàn)在它不僅是農業(yè)和畜牧業(yè)發(fā)展的重要物質基礎，而且還具有生物多樣性保護、涵養(yǎng)水源、防風固沙等重要生態(tài)功能[5]。同時，土地利用是人類最基本的經(jīng)濟活動，它的不斷變化也會引起生態(tài)系統(tǒng)結構和功能的變化，從而導致生態(tài)服務價值的改變[6-7]，因此，研究土地利用變化下的生態(tài)系統(tǒng)服務價值具有重要意義。目前，我國對于土地利用驅動下生態(tài)服務價值的變化做了大量的研究，主要體現(xiàn)在：歐陽志云、王偉等對生態(tài)系統(tǒng)服務的概念、內涵和價值評估方法進行了闡述[7-8]；謝高地等對中國自然草地和青藏高原高寒草地的生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行了評估，并根據(jù)Costanza提出的核算理論利用專家打分法制定了中國生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量因子表[9]。此后，以中國生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量因子表為基礎，結合不同研究區(qū)土地利用變化的生態(tài)系統(tǒng)服務價值評估大量展開[10-18]。此外，基于遙感和GIS技術研究土地利用/覆蓋變化背景下區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化的研究也逐漸增多[19-22]，并對草地、森林、流域等生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行評估。這些研究主要對當年的價值進行靜態(tài)分析，且依賴于經(jīng)濟學理論，而缺乏對生態(tài)系統(tǒng)自身規(guī)律的分析。關于土地利用結構和格局與生態(tài)服務價值的內在聯(lián)系的定量研究較少。由于生態(tài)系統(tǒng)的服務功能與生態(tài)系統(tǒng)自身的結構與過程有關，且極易受到不同區(qū)域地理、氣候的影響，因此，能夠進行土地利用格局變化、生態(tài)系統(tǒng)結構、生態(tài)過程與服務功能的關系分析，可進一步為生態(tài)服務功能評價提供相對可靠的生態(tài)學基礎，也成為目前研究的一個方向[23]。本研究基于土地利用——陸地生態(tài)系統(tǒng)耦合模型（TESim_R模型），通過對氣象、植被、土壤以及控件屬性等參數(shù)的輸入，得到不同土地利用模式下的生態(tài)過程數(shù)據(jù)，并在此基礎上依據(jù)不同的生態(tài)服務功能，對土地利用的生態(tài)服務價值進行評估。

1 研究區(qū)概況

中國北方農牧交錯帶是分隔我國北方東部農區(qū)與西部天然草地牧區(qū)的生態(tài)過渡帶，斜貫東北-西南，北起大興安嶺西麓的呼倫貝爾，西至青海東部，南至寧夏南部，總面積約為72.6萬km2，包括有10省205縣（旗），總人口約6 000多萬[24]，在地理上具有很強的過渡性，同時該地區(qū)自然資源條件多樣和相當脆弱，使得該研究區(qū)成為我國一個重要的生態(tài)脆弱區(qū)和生態(tài)過渡帶。此外，隨著人類活動長期以來的超強度利用和干擾，該區(qū)域的土地利用強度與空間格局發(fā)生了巨大變化，嚴重影響了生態(tài)服務功能的發(fā)揮。因此，以中國北方農牧交錯帶為研究對象，研究土地利用數(shù)量結構和空間格局變化對于陸地生態(tài)系統(tǒng)服務價值的影響具有重大實際意義。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源及處理

（1）土地利用數(shù)據(jù)：本文中使用的土地利用數(shù)據(jù)有4期，20世紀70年代的土地利用數(shù)據(jù)來源于中國科學院地理與資源研究所1992年的1∶400萬土地利用空間分布圖，其他3期的數(shù)據(jù)來源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遙感影像的解譯結果。

（2）氣象、地形數(shù)據(jù)：來源于中國科學院地理科學研究所1992年的1∶400萬數(shù)字地圖中的中國地貌圖、中華人民共和國國家測繪局1995年編制的1∶25萬地形高程數(shù)據(jù)庫。氣候資料數(shù)據(jù)來源于中國氣象局氣象站點數(shù)據(jù)，選擇了中國北方農牧交錯帶及其周邊地區(qū)133個站點的數(shù)據(jù)，時間范圍為1976—1999年。

（3）統(tǒng)計數(shù)據(jù)：包括1976—1999年的全國統(tǒng)計年鑒，中國北方農牧交錯帶10省統(tǒng)計年鑒，每年林業(yè)統(tǒng)計年鑒、最近時期的調查數(shù)據(jù)。價格數(shù)據(jù)來源于中國統(tǒng)計年鑒以及實際調研數(shù)據(jù)。

2.2 土地利用——生態(tài)系統(tǒng)耦合模型

土地利用——陸地生態(tài)系統(tǒng)耦合模型（TES-LUC模型），該模型包括幾個大的模塊，土地利用動態(tài)過程模塊、凈第一性生產力模塊、水分運動模塊、土壤侵蝕模塊、碳氮元素循環(huán)模塊，模型的驅動因素為氣象、植被、土壤以及地理空間屬性和不同植被的相關生理參數(shù)等。利用不同的輸入?yún)?shù)，可以得到不同土地利用空間格局下的生態(tài)系統(tǒng)過程數(shù)據(jù)。針對研究區(qū)的土地利用實際情況，使用實際氣象數(shù)據(jù)資料作為驅動，各種空間屬性、植被以及土壤等相關參數(shù)，以及相關變量的初始值形成輸入文件，驅動土地利用——生態(tài)過程耦合模型TES-LUC，在模型進行多次迭代運算之后，得到4期土地利用現(xiàn)狀下研究區(qū)不同格點的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，以及區(qū)域整體平均的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，隨后進行各個格點以及研究區(qū)整體生態(tài)服務價值的計算。

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務價值評價方法

根據(jù)Costanza等人的分類方法，考慮到研究區(qū)的地理地貌特征和植被土壤類型，本文將研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值劃分為初級生產、氣候調節(jié)、養(yǎng)分循環(huán)、水源涵養(yǎng)、侵蝕控制五大類評價指標，以土地利用—生態(tài)系統(tǒng)耦合模型模擬的凈初級生產力（NPP）輸出值為基礎，分別計算5個類別的生態(tài)服務價值，各類別指標服務價值的評估方法如下。

2.3.1 初級生產價值 凈初級生產力（NPP）和生物量是反映有機物質生產的兩個重要指標，生物量是反映物質的儲存量，而初級生產力是反映某一時間段（如一年）所生產的有機物質量，利用 TES-LUC模型模擬的凈初級生產力（NPP），根據(jù)有機物質的單位質量價值，換算得到研究區(qū)內生態(tài)系統(tǒng)初級生產的價值，具體計算公式為：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn為初級生產的生態(tài)系統(tǒng)服務價值（元），NPP（x）為每個柵格內的NPP模擬均值，Pn（x）為單位有機物價值。

2.3.2 氣候調節(jié)價值 在評估生態(tài)系統(tǒng)固定CO2和釋放O2兩項服務功能時，根據(jù)光合作用與呼吸作用的反應方程式，推算每形成1 g干物質需要的CO2的量（一般取1.62 g）和釋放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳稅法估算吸收CO2的功能價值，工業(yè)制氧法估算釋放O2的功能價值， 計算公式為：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）為TES-LUC模型模擬的每個柵格內的NPP，Pr、Po分別為碳稅法中CO2的單位質量價值和工業(yè)制氧法中的工業(yè)制氧價格，CO2的單位質量價值借用瑞典碳稅率0.15美元·kg-1（C）來計算，換算成吸收CO2的稅率為3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工業(yè)制氧價為4×10-4元·g-1 （O2）[27]。

2.3.3 養(yǎng)分循環(huán)價值 生態(tài)系統(tǒng)中的植被在生長過程中，能夠同時固定其他養(yǎng)分物質，這些營養(yǎng)物質通過復雜的食物網(wǎng)而循環(huán)再生，并成為全球生物地化循環(huán)不可或缺的環(huán)節(jié)。評估生態(tài)系統(tǒng)在養(yǎng)分循環(huán)中的作用時，以TES-LUC模型模擬的NPP為基礎，估算其重要營養(yǎng)物質氮、磷、鉀在生態(tài)系統(tǒng)中的年吸收量。根據(jù)統(tǒng)計資料，氮、磷、鉀肥的平均價格分別為400，350，350元·t-1；對應的純氮、磷、鉀元素的折算率分別為79/14，506/62，174/78，即：

Vu=Vun+Vup+Vuk

Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn

Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp

Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk

式中，Vu為區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)在一時間段內吸收的營養(yǎng)物質價值；Vun、Vup、Vuk分別為吸收的氮、磷、鉀元素價值；Rn1、Rp1 、Rk1分別為各類生態(tài)系統(tǒng)中氮、磷、鉀元素在有機物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2為純氮、純磷、純鉀分別折算為氮肥、磷肥、鉀肥的比例；Pn、Pp、Pk分別為區(qū)域時間段內氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。

2.3.4 水源涵養(yǎng)價值 涵養(yǎng)水源是生態(tài)系統(tǒng)的一個重要功能，可以參照李金昌等[29]的研究方法來評價生態(tài)系統(tǒng)對涵養(yǎng)水源的間接經(jīng)濟價值。通過TES-LUC模型模擬水分的垂直運動得到不同土壤層的土壤體積含水量。而土壤涵養(yǎng)水源類似于水庫蓄水，因此，通過建立需水量為1 t的水庫的費用來估算涵養(yǎng)水源的價值，查閱工程造價成本可知，中國每建設1 m3庫容的平均成本花費為0.67元[25]。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）為TES-LUC模型模擬的土壤含水量，Pw（x）為建成單位庫容的花費成本，S（x）為對應的面積。

2.3.5 土壤侵蝕價值 根據(jù)水利部頒布的《土壤侵蝕分級分類標準》[30]，土壤侵蝕包括減少土地損失面積的價值、減少土壤肥力損失的價值和減少泥沙淤積的價值，可通過TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量和土壤有機質對這一價值進行計算。

（1）土地面積減少量。主要根據(jù)土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來計算，以我國土壤耕作層的平均厚度（0.3 m）作為土層厚度，采用土地的機會成本法估算土地面積減少的經(jīng)濟價值，計算式為：

Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）

式中，Vss（x）為每個柵格處在一段時間內減少的土地面積損失價值，E（x）為TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量，OC（x）為土壤生產的機會成本（元·m-2）。其取值是根據(jù)不同的生態(tài)系統(tǒng)類型來確定的，如表2所示。

（2）土壤肥力損失量。保持土壤肥力主要包括減少有機質損失，氮、磷、鉀損失，分別由以下公式計算：

Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc

Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn

Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp

Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk

Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）

式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分別為減少N、P、K損失的功能價值，E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；U（x）為TESim模型模擬的單位土壤有機質含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分別為土壤的純N化肥當量，純P化肥當量和純K化肥當量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分別為柴薪、氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。土壤中的氮元素、磷元素和鉀元素含量則參考研究區(qū)的文獻數(shù)據(jù)北方農牧交錯區(qū)[5] 部分（表3）。

（3）泥沙淤積價值。通常，土壤侵蝕會導致部分泥沙淤積于水庫、江河、湖泊等處，并直接造成其需蓄水量的下降，從而在某種程度上加劇干旱、洪澇等災害的發(fā)生。生態(tài)系統(tǒng)減少的這部分損失的價值可以近似根據(jù)蓄水成本來計算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）為生態(tài)系統(tǒng)在一段時間內減少淤泥損失的價值；E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；Ltr（x）為總侵蝕量中會造成淤積的泥例；Pre（x）為平均庫容工程費。

綜合上述3項因子價值，最終可得土壤侵蝕功能價值為：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 價格參數(shù)的處理

由統(tǒng)計資料不難發(fā)現(xiàn)，物價水平在1976—2000年的模擬期間，有著顯著的上升趨勢。由于生態(tài)效益評估涉及到不同年份間生態(tài)系統(tǒng)服務價值的比較，根據(jù)區(qū)域生態(tài)資產計算的特點，且受限于價格數(shù)據(jù)的來源，因此，必須對不同年份的價格變量進行轉換和折算。本研究采用消費物價指數(shù)（Consumer price index，CPI），以1978年為貨幣基準年，近似處理不同年份得到的價格數(shù)據(jù)（圖1），從而納入統(tǒng)一的評估框架。

將所有價格數(shù)據(jù)和中間參數(shù)小結如下，表4展示了評估框架中，價格參量的數(shù)值、單位、數(shù)據(jù)來源和涵義。

3 結果與分析

3.1 不同土地利用數(shù)量結構下的生態(tài)服務價值

表5給出了從20世紀70年代—2000年研究區(qū)土地利用類型數(shù)量結構變化的統(tǒng)計結果。從表5中可以看出，我國北方農牧交錯帶土地利用結構以草地和耕地為主，分別占到總面積的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合計達到74.89%。自20世紀70年代到2000年，土地利用結構發(fā)生了較大變化，從總體趨勢來看，可以分為兩個階段，第一階段為20世紀70年代到20世紀80年代后期，土地利用數(shù)量結構劇烈變化。其中，耕地、草地所占面積急劇增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面積則大幅下降，產生原因可能是由于社會經(jīng)濟的快速發(fā)展和人口的急劇增加，大量的林地轉化為可用于耕種的耕地和可用于放牧的草地。另一階段是1980年代后期到2000年，土地利用變化方向產生一定轉變，且土地利用變化程度減緩，其中，耕地保持平穩(wěn)上升趨勢，林地經(jīng)過小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趨勢。表明土地利用類型逐漸由林地向耕地和草地轉化。另外，為了防風固沙、保持水土，一些防護林工程也陸續(xù)開始實施，使得1980年代后期的林地所占面積有所回升。

運用前文所述方法，對研究區(qū)生態(tài)服務價值進行計算，結果見表6。從表中可以看出，從生態(tài)服務價值總值來看，中國北方農牧交錯帶的生態(tài)服務總價值變化，大體上可以分為兩個階段，從20世紀70年代到20世紀90年代，生態(tài)服務總價值由1 434億元下降到1 291億元，這是因為土地利用變化總體趨勢為耕地和草地大量增加，林地減少。而耕地和草地的單位生態(tài)服務功能價值指數(shù)遠遠小于林地。從20世紀90年代到2000年，生態(tài)服務總價值開始回升，這也與土地利用數(shù)量變化程度減緩和生態(tài)環(huán)境效益改善有關系。從不同土地利用類型所占的生態(tài)服務價值的數(shù)量比例來看，草地由于其面積較大，它所占的比重最高，平均每年占總生態(tài)服務價值的40%以上；林地的面積比例盡管下降，但其生態(tài)服務價值比例卻逐漸升高；而耕地的生態(tài)服務價值所占比例相對穩(wěn)定，為30%左右。不同生態(tài)系統(tǒng)所占的生態(tài)價值比例也充分體現(xiàn)了該區(qū)域土地利用以農業(yè)和牧業(yè)用地為主的顯著特點。隨著土地利用變化的加劇，不同生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值也隨之變化。

3.2 不同土地利用空間格局下的生態(tài)服務價值

由前文所述方法運用GIS軟件得到中國北方農牧交錯帶不同時期生態(tài)服務價值空間分布圖（圖2）。從圖2中可以看出，研究區(qū)生態(tài)服務價值受土地利用類型的影響相當明顯，總體上呈現(xiàn)從東北向西南遞減的趨勢，由于研究區(qū)東北部主要分布著森林植被，其生態(tài)服務價值比較高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部為內蒙古高原向黃土高原過渡區(qū)，分布著較多的草地和耕地，生態(tài)服務價值約在3 000元·hm-2左右，南部為青藏高原向黃土高原過渡區(qū)，生態(tài)服務價值偏低，多低于1 000元·hm-2。從20世紀70年代—20世紀90年代期間，大量的林地向耕地和草地轉移，研究區(qū)的生態(tài)服務價值呈現(xiàn)整體降低趨勢，中西部地區(qū)尤為明顯。其中，20世紀70年代—20世紀80年代年間，生態(tài)服務價值在中西部小部分地區(qū)略有下降；20世紀80年代—20世紀90年代期間，研究區(qū)全區(qū)生態(tài)服務價值有一定程度的減弱，其中以中西部地區(qū)最為明顯，耕地和草地的生態(tài)環(huán)境進一步惡劣；20世紀90年代—2000年間，區(qū)域生態(tài)服務的空間變化趨勢減緩，從圖中較難看出明顯差異，這與之前的數(shù)量分析結果相對應。

進一步對全區(qū)生態(tài)服務價值進行分級，并統(tǒng)計各級柵格個數(shù)（表7），可以看出，20世紀70年代研究區(qū)生態(tài)服務價值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的區(qū)間，共占了生態(tài)服務總值的58%，生態(tài)服務功能價值較高；20世紀80年代，全區(qū)生態(tài)服務價值分布在1 000～3 000元·hm-2之間的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例顯著下降，表明高生態(tài)服務價值區(qū)逐漸減少；20世紀90年代，生態(tài)服務價值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之間，其中低于1 000元·hm-2的面積比例明顯增大，而高于4 000元·hm-2比例繼續(xù)減少，表明區(qū)域生態(tài)服價值繼續(xù)降低；2000年，全區(qū)生態(tài)服務價值在低于1 000元·hm-2之間的分布最多，達39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生態(tài)服務價值兩極分化日趨嚴重。

4 結論與討論

參照前人研究成果，結合研究區(qū)實際情況，我們確定了研究區(qū)土地利用生態(tài)服務價值的計算方法。并利用土地利用——生態(tài)系統(tǒng)耦合模型的模擬數(shù)據(jù)作為基礎數(shù)據(jù)，通過GIS等手段實現(xiàn)對中國北方農牧交錯帶生態(tài)服務價值的時空格局變化的研究。本研究基于生態(tài)系統(tǒng)過程，然后將直接和間接市場價值引入生態(tài)系統(tǒng)服務評價體系，從而把生態(tài)系統(tǒng)過程和社會經(jīng)濟緊密聯(lián)系起來，使評價結果更加客觀和可靠。

為了驗證本文計算結果，將他人研究成果進行簡單的面積比例折算，與本研究的結果對比分析（均進行物價指數(shù)處理）。經(jīng)過文獻檢測發(fā)現(xiàn)，國內其他大尺度的自然及社會條件相近地區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)服務評價工作大部分在1990年代開展，其中包括：運用遙感技術對內蒙古生態(tài)資產測量，經(jīng)過折算后結果為1 663.9億元[31]；利用直接和間接價值計算法評估青藏高原，折算到本研究面積的生態(tài)系統(tǒng)服務價值為2 658億元[9]。本文評價結果表明，中國北方農牧交錯帶的生態(tài)系統(tǒng)服務功能平均總價值在1990年代為1 255億元，由于本研究只是不完全評估了5種生態(tài)系統(tǒng)服務，因此可以認為，本研究與眾多其他研究的評價結果在數(shù)量上基本一致。

本研究的生態(tài)經(jīng)濟分析結果表明，不同的土地利用數(shù)量結構對生態(tài)服務價值有重要影響。由于1970年代至1990年代，土地利用結構主要表現(xiàn)在林地大量減少，耕地和牧草地大量增多，導致高生態(tài)服務價值用地向低生態(tài)服務價值用地轉化，北方農牧交錯帶生態(tài)總價值在30年中從1 434億元降低到1 070億元。進入1990年代中后期，隨著土地利用結構變化日趨平緩及一些政策促進生態(tài)環(huán)境的改善，北方農牧交錯帶生態(tài)效益總價值開始逐步回升。

研究也表明，土地利用空間格局不同，其生態(tài)服務價值也有很大差異。分布著森林的東北部單位面積平均生態(tài)服務價值最高，分布著耕地的西部地區(qū)則相對最低。1970年代—1990年代中，高生態(tài)服務價值地區(qū)不斷減少，低值地區(qū)不斷增多，生態(tài)服務總價值也出現(xiàn)減少趨勢，因此，制定政策時需要關注如何提高單位面積的生態(tài)服務價值，以及擴大單位生態(tài)服務價值高的區(qū)域的面積，通過本文分析可知，保證較高的森林覆蓋率是維持生態(tài)環(huán)境的重要措施。

由于數(shù)據(jù)和資料的局限，本文只計算了2000年之前的生態(tài)服務價值，而從2000年起，研究區(qū)開始大面積實施退耕還林/草工程，此政策對土地利用模式和生態(tài)服務效益都有一定的良好影響，還有待做進一步的持續(xù)性研究。

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第7篇：土壤侵蝕概念范文

關鍵詞：GIS；耕地地力評價；層次分析法；綜合指數(shù)法；池州市貴池區(qū)

中圖分類號 S158 文獻標識碼 A 文章編號 1007-7731（2013）18-74-04

耕地是農業(yè)生產最基本的物質基礎，耕地質量的好壞直接影響農業(yè)生產的發(fā)展。開展耕地地力評價工作對于摸清耕地資源狀況，加強耕地質量建設，提高耕地利用效率，促進現(xiàn)代農業(yè)的可持續(xù)發(fā)展具有十分重要的意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況 池州市貴池區(qū)位于安徽省西南部，長江中下游南岸，地處北緯30°15′～30°48′、東經(jīng)117°06′～117°50′，年均溫16.1℃，無霜期220～240d，年降水量為1 400～1 700mm。境內南高北低，地形復雜，南部中低山區(qū)、中部丘陵崗地、北部沿江洲圩區(qū)。全區(qū)南北長約52.8km，東西寬約80.5km，總面積2 516km2，轄9個鎮(zhèn)、11個街道辦事處，158個行政村，總人口64.4萬，其中農業(yè)人口50.8萬人。根據(jù)1986年全國土地普查結果，全區(qū)耕地面積為4.19萬hm2，其中水田2.8萬hm2，占耕地66.88%，旱地1.39萬hm2，占耕地33.12%。全區(qū)有紅壤、黃棕壤、潮土、草甸土、紫色土、石灰土及水稻土7個土類，42個土屬、66個土種。主產水稻、棉花、油菜三大作物。

1.2 評價數(shù)據(jù)來源

1.2.1 野外調查資料 按野外調查點獲取，主要包括地形地貌、成土母質、水文、土層厚度、表層質地、耕地利用現(xiàn)狀、灌排條件、作物產量水平、管理措施水平等。

1.2.2 室內化驗分析資料 包括全氮、堿解氮、有效磷、速效鉀、緩效鉀等大量元素養(yǎng)分含量，交換性鈣、交換性鎂、有效硫、有效硅中量元素養(yǎng)分含量，有效銅、鋅、鐵、錳、硼等微量元素養(yǎng)分含量，以及pH、有機質含量等。

1.2.3 社會經(jīng)濟統(tǒng)計資料 以行政區(qū)劃為基本單位的人口，土地面積，糧油、蔬菜、果茶面積以及各類投入產出等社會經(jīng)濟指標數(shù)據(jù)。

1.2.4 基礎圖件資料 市國土局、區(qū)水務局、區(qū)民政局等單位收集了土地利用現(xiàn)狀圖、水利工程圖、1∶5萬行政區(qū)劃圖、貴池區(qū)土壤圖等。

1.3 基礎數(shù)據(jù)處理 對第二次土壤普查的歷史數(shù)據(jù)，測土配方施肥產生的田間試驗示范數(shù)據(jù)、田間施肥調查數(shù)據(jù)、土壤化驗數(shù)據(jù)等屬性數(shù)據(jù)，利用Excel進行提取、分類與整理，采用Access建立相應的土壤養(yǎng)分庫和土壤庫等一系列屬性數(shù)據(jù)庫。對土壤圖、行政區(qū)劃圖、土地利用現(xiàn)狀圖等圖件資料，經(jīng)完整性篩選后掃描得到圖像文件，在ArcMap中矢量化、幾何校正、建立拓撲關系以及坐標轉換后，以shape格式存入空間數(shù)據(jù)庫。

1.4 評價單元確定 采用土壤圖、土地利用現(xiàn)狀圖的疊置劃分法，相同土壤單元與土地利用現(xiàn)狀類型的地塊組成一個評價單元，即“土地利用現(xiàn)狀類型―土壤類型”的格式。其中，土壤類型劃分到土種，土地利用現(xiàn)狀類型劃分到三級利用類型，制圖區(qū)界以基于遙感影像的貴池區(qū)最新土地利用現(xiàn)狀圖為準。同一評價單元內的土壤類型相同，利用方式相同，交通、水利、經(jīng)營管理方式等基本一致。通過圖件的疊置和對細碎圖斑的合并取舍，將全區(qū)耕地劃分為296個評價單元。

1.5 評價單元賦值 采取將評價單元與各專題圖件疊加采集各參評因素的信息。具體的做法是：（1）按唯一標識原則確定評價單元編號；（2）在ARCVIEW環(huán)境下生成評價信息空間庫和屬性數(shù)據(jù)庫；（3）在ARCMAP環(huán)境下從圖形庫中調出各化學性狀評價因子的專題圖，與評價單元圖進行疊加，計算出各因子的均值；（4）保持評價單元幾何形狀不變，在耕地資源管理信息系統(tǒng)中直接對疊加后形成的圖形的屬性庫進行“屬性提取”操作，以評價單元為基本統(tǒng)計單位，按面積加權平均匯總評價單元各評價因子的分值，得到圖形與屬性相連的、以評價單元為基本單位的評價信息。

1.6 參評因子選取及其權重確定 針對本區(qū)耕地具體情況，從全國耕地地力評價指標體系框架中，選取了灌溉保證率、土壤侵蝕程度、地貌類型、耕層厚度、質地、剖面構型、成土母質、容重、pH、CEC、排澇能力、有機質、速效鉀、有效磷、有效鋅、有效硼16項評價指標。參評因子權重的確定采用層次分析模型法，經(jīng)層次模型分析貴池區(qū)16項參評因子有效鋅、有效硼、有效磷、速效鉀、地貌類型、侵蝕程度、成土母質、pH、質地、有機質、容重、CEC、灌溉保證率、排澇能力、剖面構型、耕層厚度組合權重分別為0.005 3、0.006 2、0.019 3、0.036 6、0.221 3、0.063 9、0.046 1、0.021 3、0.043 4、0.130 9、0.014 2、0.028 1、0.043 3、0.151 4、0.099 3、0.069 5（見表1）。

1.7 參評因子隸屬函數(shù)模型 參評因子賦值采用隸屬函數(shù)模型，根據(jù)模糊數(shù)學的理論，將參評因子與耕地生產能力的關系分為戒上型、戒下型、峰型、直線性和概念型5種類型的隸屬函數(shù)。其中有機質、CEC、有效磷、速效鉀、有效鋅、有效硼、耕層厚度為戒上型，容重為戒下型，pH為峰型，地貌類型、 土壤侵蝕程度、成土母質、質地、灌溉保證率、排澇能力、剖面構型為概念型。全區(qū)各評價指標隸屬函數(shù)與隸屬度，如表2、表3所示。

1.8 計算耕地地力綜合指數(shù)（IFI） 用指數(shù)和法來確定耕地的綜合指數(shù)，公式為：IFI=∑Fi×Ci；式中：IFI代表耕地地力綜合指數(shù)；Fi=第i個因素評語；Ci=第i個因素的組合權重。

在耕地資源管理系統(tǒng)中采用累積曲線分級法劃分耕地地力等級，將貴池區(qū)耕地地力劃分為6個等級。各等級耕地地力綜合指數(shù)見表4。

2 結果與分析

2.1 耕地地力等級面積統(tǒng)計分析 貴池區(qū)耕地總面積為46 734.4 hm2，一、二、三、四、五、六級地面積分別為4 194.9、12 980.3、15 795.5、6 808.1、4 128.8和2 826.8hm2，分別占全區(qū)耕地總面積的9.0%、27.8%、33.86%、14.6%、8.8%和6.0%（見表5）。

2.2 耕地地力等級空間分布與主要屬性分析 一級地主要分布在北部沿江洲圩平原區(qū)，主要集中在梅龍、阮橋、木閘、高嶺、烏沙等到鄉(xiāng)鎮(zhèn)。其基本特征為：地形平緩，質地中壤，耕層厚度20cm左右，水源充足，灌排暢通，有穩(wěn)定的保證，無障礙因素。土壤容重1.06g/cm3，CEC14.78cmol/kg，有機質平均含量28.92g/kg，全氮2.00g/kg，有效磷14.29mg/kg，速效鉀100.73mg/kg，有效鋅含量豐富，有效硼極缺。

二級地主要分布在涓橋、殷匯、觀前等沿湖低丘黃紅壤水稻土糧油漁區(qū)。其基本特征為：地貌類型以崗地為主，土壤輕度侵蝕，灌溉與排澇能力一般，耕層厚度16.3cm左右，土壤容重1.24g/cm3，CEC17.43cmol/kg，有機質平均含量28.64g/kg，有效磷13.55mg/kg，速效鉀80.75mg/kg，pH值5.71，有效鋅含量豐富，有效硼極缺。

三級地主要分布在馬牙、墩上、茅坦、殷匯、牛頭山、江口、高坦以及烏沙、晏塘、阮橋、木閘、高嶺等鄉(xiāng)鎮(zhèn)的部分地區(qū)。其基本特征為：地貌類型以丘陵為主，質地輕粘，土壤中度侵蝕，灌溉與排澇能力較弱，耕層厚度11.7cm左右，土壤容重1.25g/cm3，CEC13.20cmol/kg，有機質平均含量29.20g/kg，有效磷12.70mg/kg，速效鉀68.09mg/kg，pH值5.49，有效鋅含量豐富，有效硼極缺。

四級地主要分布在里山、殷匯、茅坦、晏塘等鄉(xiāng)鎮(zhèn)。其基本特征為：地貌類型以丘陵為主，土壤中度侵蝕，灌溉與排澇能力較弱，耕層厚度14.1cm左右，土壤容重1.23g/cm3，CEC13.63cmol/kg，有機質平均含量25.40g/kg，有效磷11.07mg/kg，速效鉀64.68mg/kg，pH值5.42，有效鋅含量中等，有效硼缺。

五級地主要分布在唐田、牌樓、高坦、梅村、梅街、解放等鄉(xiāng)鎮(zhèn)。其基本特征為：地貌類型以山地為主，土壤中度侵蝕，灌溉與排澇能力較弱，耕層厚度12.67cm左右，土壤容重1.20g/cm3，CEC13.03cmol/kg，有機質平均含量11.33g/kg，有效磷5.88mg/kg，速效鉀40.29mg/kg，pH值4.63，有效鋅含量低，有效硼很低。

六級地主要集中在棠溪、劉街兩鄉(xiāng)鎮(zhèn)。其基本特征為：地貌類型以山地為主，土壤重度侵蝕，灌溉與排澇能力弱，耕層厚度2.95cm左右，有機質平均含量5.51g/kg，有效磷2.87mg/kg，速效鉀16.93mg/kg，pH值3.98，有效鋅、有效硼含量極低。

3 結論與討論

通過利用和發(fā)揮GIS強大的數(shù)據(jù)處理和分析功能，實現(xiàn)了數(shù)據(jù)、資料的統(tǒng)一規(guī)范管理，提高了工作效率和準確度，具有明顯優(yōu)勢。

第8篇：土壤侵蝕概念范文

【關鍵詞】森林景觀；生態(tài)采伐規(guī)劃；原理；方法

景觀生態(tài)學是一個比較大的研究領域，該領域是由許多不同的生態(tài)系統(tǒng)構成一個整體空間結構、互動，協(xié)調功能的動態(tài)變化一個新的分支。目前景觀生態(tài)學是各行各業(yè)以前所未有的速度被接受并流行，成為一個研究生態(tài)、資源、環(huán)境等各方面的一個熱點，它關注人類活動對景觀過程及格局的影響，在生態(tài)系統(tǒng)和景觀退化與景觀生態(tài)重也是一個研究熱點。景觀生態(tài)學理論可以恢復退化的生態(tài)系統(tǒng)，恢復各種因素，具有空間配置合適，從而達到恢復退化生態(tài)系統(tǒng)的目的；退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復要通過景觀結構的空間格局來恢復，使得恢復工作順利達到要求。景觀生態(tài)學的核心概念與生態(tài)系統(tǒng)退化的森林恢復的相互作用密切相關。

一、森林景觀生態(tài)采伐規(guī)劃目標

1、森林景觀的生態(tài)完整性

森林的健康和生態(tài)的完整性是用來描述生態(tài)系統(tǒng)管理的通用指標。在景觀水平上的生態(tài)完整性，這主要表現(xiàn)在生產力、生物多樣性、水和土壤的自然條件下，保持天然森林景觀，假如沒有人為的干擾，景觀生產力水平明顯降低，植物和動物物種的局部降低或減少土壤侵蝕的發(fā)生，或者養(yǎng)分流失，水資源量及其季節(jié)分布與水質的變化，可以考慮降低生態(tài)完整性。

2、森林景觀的年齡結構

森林景觀由不同林分結構組成，森林干擾歷史在不同的林分是不同的，理想的景觀是不同年齡林分年齡結構不同的復合層，一般在平衡區(qū)的各個階段。許多動物和生存森林的樹木和斷枝是密切相關的，但枯死的木材來自兩個過程：一個是樹木間競爭，另一個是自然衰老死亡之前，樹木徑級是非常小的，在的動物生存之間的關系也是很小的，一個大直徑的樹木對動物生存的意義。在中國的許多天然林區(qū)，由于超常規(guī)的采伐量，導致年齡分布嚴重失衡，尤其表現(xiàn)在：成、過熟林的比例太少或全面缺乏。其主要原因是：人們總是根據(jù)一些成熟的樹種來確定采伐年齡，但數(shù)量成熟齡比森林自然壽命低得多。其結果森林景觀伐后年齡結構以原始森林狀態(tài)發(fā)生較大的變化相比，導致古老的森林結構損傷，導致森林景觀的破壞，從而不利于古老的森林物種的生存，使景觀的完整性降低。

二、森林景觀生態(tài)采伐原則

1、確定采伐方式

過度采伐森林是一個復雜的異齡林層，生態(tài)公益林和商品林應基于選擇性擇伐，可在特殊情況下使用的小面積皆伐。

2、采伐木的確定

根據(jù)現(xiàn)場條件確定樹的種類和大小的選擇，決定擇伐樹種和徑級的種類。保留的是低徑級的，定為應伐木的是高于該徑級的。根據(jù)計劃，每公頃保留1―2株老林木的大徑級，在某些地區(qū)考慮保留了老齡木材樹種搭配的問題，可以把它們看成一個自然的更新種源，并提供野生動物和微生物的重要棲息地。永久保留一定數(shù)量的具有不同的衰減過程及分布密度的立桿倒木，以滿足對這個特殊的棲息地要求，以維持采伐跡地的生產力和生物多樣性保護的目的。陡峭的斜坡和巖石采伐后難恢復或容易引起大面積水土流失，應該被禁止。

3、保護土壤，減少保留木損傷

為了減少跡地植被和土壤表層被破壞，減少土壤板結，土壤侵蝕。灌木的傷害。集材技術應選擇考慮畜力和小型機械或架空索道，大型集材機械基本上被消除。

4、伐區(qū)清理應考慮維持剩余物多樣性及地力的平衡

采伐剩余物的清洗方法有帶腐法、堆肥方法、火燒法、擴展方法和不清理任其自然衰減法。堆肥選擇性采伐的土壤，用明確的腐病的方法，并沿輪廓的設計，可以減少水土流失。

5、珍稀植物保護

國家和省級森林管理區(qū)（自治區(qū)，直轄市）出臺的珍稀瀕危植物，在生態(tài)公益林管理框架下，應該重點培育、保護與促進。本地稀有物種和瀕危物種，應補種在合適的地點。確保稀有物種的原生和瀕危物種的遺傳潛力。

6、擴大混交林

要改善和保護天然林的物種多樣性。可以通過應伐木的選擇及更新兩個方面增加樹種多樣性。該技術可以保留落葉而種植的針葉林。封山育林，創(chuàng)建一個“人天”的混交林。

三、結論

組成和結構功能決定了森林景觀的功能，森林景觀功能的變化是由森林景觀動態(tài)決定。重新發(fā)展計劃設計一個特定的生態(tài)系統(tǒng)的結構，對于如何全面認識生態(tài)系統(tǒng)的結構，我們需要充分認識生態(tài)系統(tǒng)動態(tài)和功能，景觀生態(tài)功能和動態(tài)的中心內容是：有些人認為景觀生態(tài)是人類生態(tài)學的一個分支，它不同于傳統(tǒng)的生態(tài)學，考慮人類活動和文化的影響，結合自然科學和社會科學，景觀尺度水平的大型生態(tài)效應與區(qū)域的橋梁，在下面的生態(tài)系統(tǒng)尺度全球宏觀生態(tài)變化。

由此我們得出，景觀生態(tài)學是一個新的概念框架，隨著計算機技術的發(fā)展及GIS技術的應用，它具有森林可持續(xù)經(jīng)營的研究和實踐中，對森林可持續(xù)經(jīng)營有著深遠的意義。

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第9篇：土壤侵蝕概念范文

[關鍵詞]水土保持 生態(tài)修復 退化生態(tài)系統(tǒng) 技術方法

中圖分類號：F911 文獻標識碼：A 文章編號：1009-914X（2015）19-0197-01

前言

水土流失是我國的頭號環(huán)境問題。 據(jù)全國第二次遙感普查數(shù)據(jù)顯示，我國有水土流失面積 356 萬 km2，占國土面積的 37 %， 目前風蝕沙化面積每年仍以 2460萬 km2的速度在擴大，此外，每年因生產建設還將造成 1 萬 km2新的水土流失面積，因此，我國水土保持工作任務繁重。據(jù)分析，若依靠現(xiàn)有國力和傳統(tǒng)治理措施， 將全國水土流失面積初步治理一遍，需要近半個世紀時間，而且需要數(shù)千億元資金。水利部提出了“加強封育保護，充分發(fā)揮生態(tài)自我修復能力，加快水土流失防治步伐”的水土流失防治新思路， 這是水土保持生態(tài)建設領域的一次重大戰(zhàn)略調整。

1.水土保持生態(tài)修復的概念

水利部生態(tài)修復規(guī)劃給出的定義是：水土保持生態(tài)修復是指在水土流失區(qū)，通過一定的人工輔助措施，促使自然界本身固有的再生能力得以最大限度地發(fā)揮，促進植被的持續(xù)生長和演替，保護和改善受損生態(tài)系統(tǒng)的功能，加快水土流失防治的步伐，建立和維系與自然條件相適應、經(jīng)濟社會可持續(xù)發(fā)展相協(xié)調并良性發(fā)展的生態(tài)系統(tǒng)。

學者和研究人員從不同的角度對水土保持生態(tài)修復的概念進行了探討，楊愛民等認為水土保持生態(tài)修復有廣義和狹義之分。其中，廣義水土保持生態(tài)修復是指在特定的土壤侵蝕地區(qū)，通過解除生態(tài)系統(tǒng)所受的超負荷壓力，根據(jù)生態(tài)學原理，依靠生態(tài)系統(tǒng)本身的自組織和自調控能力，使部分或完全受損的生態(tài)系統(tǒng)恢復到相對健康的狀態(tài)；而狹義水土保持生態(tài)修復是指在特定的土壤侵蝕地區(qū)，通過解除生態(tài)系統(tǒng)所受的超負荷壓力，根據(jù)生態(tài)學原理，依靠生態(tài)系統(tǒng)本身的自組織和自調控能力，或輔以外界人工調控能力，使部分或完全受損的生態(tài)系統(tǒng)恢復到相對健康的狀態(tài)。這里對狹義水土保持生態(tài)修復的理解和水利部生態(tài)修復規(guī)劃的定義是基本一致的。

2.水土保持生態(tài)修復的特點

傳統(tǒng)的小流域治理主要是修梯田、筑攔砂壩、種樹種草，合理配置林地、草地、牧場和農田，建立農林牧結合的生產體系，提高水土流失治理效益的行為。生態(tài)修復則是針對整個生態(tài)系統(tǒng)的，其突破了小流域綜合治理保水、保土和保肥（主要指氮、磷、鉀）的目標，把對構成生態(tài)系統(tǒng)的若干重要元素的治理擴大到對生態(tài)系統(tǒng)的全面保護、修復乃至重建。水土保持生態(tài)修復的主要做法概括起來是：封山禁牧或輪封輪牧，實行舍飼養(yǎng)畜；退耕還林（草）， 25b以上斜坡堅決實施退耕；部分水土流失特別嚴重地區(qū)可實行生態(tài)移民，促進地方生態(tài)環(huán)境恢復；封、管、治、調相結合，即對封育區(qū)加強管理，部分地塊輔以適當?shù)乃帘３止こ讨卫恚{整產業(yè)結構使封育區(qū)人民的生活不受影響并有所提高。

2.1 封育保護是水土保持生態(tài)修復的主要手段

水土保持生態(tài)修復主要是通過解除生態(tài)系統(tǒng)超負荷的壓力，依靠自然的再生和調控能力，促進植被的恢復和水土流失治理，因此封山禁牧、舍飼養(yǎng)畜，停止人為干擾是它的重要手段之一，禁封是它的核心。大量的實踐表明，通過禁封治理，林草覆蓋率可以得到提高，土壤侵蝕模數(shù)明顯降低，水土流失能得到有效遏制，當?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境可以顯著改善。

2.2 水土保持生態(tài)修復適宜地區(qū)的選擇是有條件的，不同

地區(qū)的適宜程度和生態(tài)修復的難度差異很大。這些條件主要表現(xiàn)在：人口密度，人口越少，土地承載力越小越適宜；年降雨量，一般認為年降雨量至少要在300 mm以上；土層厚度最好不少10 cm，能夠保障耐旱、耐貧瘠草、灌的生長；水土流失雖然嚴重，但還不至于寸草不生；林草覆蓋度應大于10%；人均基本農田應多于0. 03 hm2；沒有嚴重的滑坡、崩塌和泥石流發(fā)生等等。理論上講凡是對土地沒有高效高產要求、不是寸草不生的區(qū)域均可實施水土保持生態(tài)修復，但修復的適宜程度和難度將有很大的差別。

2.3 水土保持生態(tài)修復周期比較長

植被的生長需要一定的時間，相對于工程措施，生態(tài)修復需要較長的時間，它的效益一般要在3～5年后才會緩慢發(fā)揮出來。它不像坡改梯和小型水保工程那樣，當年實施，當年就見效；也不像經(jīng)果林那樣， 3～5年即可大見成效。當?shù)氐淖匀粭l件不同，植被恢復的速度會有所不同，一般來說水土保持生態(tài)修復成功是緩慢的，完善功能的發(fā)揮則需要更長的時間。

3.水土保持生態(tài)修復的類型及相關技術

3.1 自然退化生態(tài)系統(tǒng)修復技術

根據(jù)不同自然因素導致的生態(tài)退化，應因地制宜的治理。例如鹽堿地可采取以稻治堿、種堿茅、植檉柳、挖溝排澇、施用化學制劑等方法。通過圍欄封育，淺翻、深松、挖溝。水資源較好的地方，還可以修建水利工程、引地表水或打井進行節(jié)水灌溉。實行全年或季節(jié)性禁牧、舍飼或半舍飼等配套措施，形成有利恢復植被的綜合環(huán)境，劃分若干區(qū)塊進行修復。

3.2 過度墾殖、樵采生態(tài)系統(tǒng)修復技術

可實行坡地生態(tài)脆弱帶退耕還林（灌、草）與修筑梯田相結合的技術。按照國家退耕還林（草）有關政策方針，25°以上的坡耕地一律嚴格退耕發(fā)展生態(tài)林草；嚴格限制開墾農田，封山育林育草，保護生態(tài)植被，15°以下的坡地，按照近村、近水、近路的原則，實施坡改梯，進行水土保持耕作，保證人均基本農田，以此確保糧食安全與提高水土保持安全意識。可采取少施化肥，增施農家肥料；種植綠肥植物，增加固氮作物品種；實行輪作、套作，間種、混種相結合的種植方法。減少化學防治，增加生物防治對退化耕地進行生態(tài)修復。

對于因樵采導致退化的林地、草地等生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)修復，可實行封山育林，封禁時間的長短因生態(tài)系統(tǒng)類型、受損程度、氣候等因素的不同而不同，一般來說，喬木林為 8 年以上、灌木林 5年以上、草地生態(tài)系統(tǒng)為 3 年以上。在封禁的基礎上，補種樹種、草種，同時改變薪柴能源利用方式與生活能源結構。在農戶家庭中大力推廣節(jié)柴灶，提高能源利用率。

對不同的經(jīng)濟發(fā)展地區(qū)， 可依照自然資源程度和技術程度，鼓勵發(fā)展沼氣、太陽能、風能、地熱能等新能源，推廣“以沼代薪”“以電代薪”“以氣代薪”等新技術。

3.3 沿河生態(tài)修復技術

生態(tài)修復手段最重要的是減輕或解除導致河流生態(tài)系統(tǒng)退化的驅動力，讓河流休養(yǎng)生息，可人為的創(chuàng)造河流形態(tài)多樣性，通過恢復河流縱向連續(xù)性和橫向連通性，盡可能多的保持河流彎曲度。構建主河槽和護堤地在內的復合斷面形態(tài)，設置必要的馬道，有條件的地方，可實行季節(jié)性河道。在需要護岸的地段，宜采用魚巢、生態(tài)混凝土等岸坡防護結構，充分利用亂石、木樁、蘆葦、柳樹、水蔥等天然材料與植物護坡。在避免河流岸坡的硬質化的同時，使河流生態(tài)環(huán)境恢復多樣性，還有助于增加水生植物群落和生物群落的種類。可在河流兩岸種植生物隔離帶，既防治了面源污染，又為河流水生生物增加了營養(yǎng)源。通過工程結構使河流的生態(tài)系統(tǒng)沖擊最小化，爭取對水流的流量、流速、沖淤平衡、環(huán)境外觀等影響最小，為動物棲息及植物生長創(chuàng)造多樣性的生活空間。

3.4 經(jīng)濟林過度開發(fā)生態(tài)修復技術

通過建立立體開發(fā)、循環(huán)利用經(jīng)濟的方式。實行糧果、林果的立體間套種植，利用山地自然坡度進行開發(fā)。實行土地輪作化來提高土地利用率、產出率和物質轉化率。模擬生態(tài)系統(tǒng)中的食物鏈結構，建立循環(huán)經(jīng)濟型模式， 實行物質和能量的良性循環(huán)和多級利用。利用產業(yè)鏈間組合效應，走種、養(yǎng)、加一條龍，貿、工、農一體化的發(fā)展路子， 探索建立水土保持型生態(tài)村、生態(tài)溝、生態(tài)小流域建設模式。

參考文獻

[1] 閆麗娟.天時、地利、人和促進水土保持生態(tài)修復[N].中國水利報，2004-09-25.