土壤侵蚀概念精选(九篇)

前言：一篇好文章的诞生，需要你不断地搜集资料、整理思路，本站小编为你收集了丰富的土壤侵蚀概念主题范文，仅供参考，欢迎阅读并收藏。

第1篇：土壤侵蚀概念范文

论文摘要：进一步明确了水土保持概念的内涵与外延，分析了人们在编制水土保持方案时经常出现的问题及根源，并对今后水土保持方案编制工作提出了建议 。

水土保持方案编制应考虑的问题，究竟是一些什么问题呢？由于人们对水土保持概念理解的偏差，在编制水土保持方案时仅着眼于防治土体损失的机械固定，仅仅限制在使用工程措施，从字面上理解植物措施，没有意识到防治水体损失方面的保持利用，忽略对风力侵蚀的防治，不考虑植物侵蚀和化学侵蚀等。

要讨论这些内容的不合理问题，首先得搞清水土保持概念的内涵与外延。

1水土保持概念的内涵与外延

由水土保持的概念看来，要弄清水土保持的内容，还必须弄清水土流失的定义。水土流失和水土保持是两个相对的概念，根据一些学术专著，它的意义也是比较明确的：是指土壤侵蚀（包括水、风、重力、人为活动等营力）造成陆地表面水土资源和土地生产力的破坏和损失。

然而什么又是土壤侵蚀呢？土壤侵蚀是国际通用的土壤学学术用语，国际上有代表性的学术专著和机构对此定义大致相同，即水、风、重力等作用下土壤的流失。国内定义是指土壤在内外力（如水力、风力、重力、人为活动等）的作用下，被分散、剥离、搬运和沉积的过程。

当然，随着人们对土壤侵蚀和水土保持的认识的不断深入，土壤侵蚀、水土保持的概念和内涵也在不断地发展演变。正如土壤侵蚀从最初的由于水力或风力作用引起的土地表面物质的移动，逐步发展到土壤在内外因力（如水力、风力、重力、人为活动等）的作用下，被分散、剥离、搬运和沉积的过程，水土保持概念也由初期的土壤保持发展为今天的水土保持并举，从单一强调土壤侵蚀引起土地生产力退化到同时强调土壤侵蚀环境与全球生态环境的联系，如水土流失与水环境的联系，水土保持与全球气候变化的联系等，即水土保持的对象已经不再是停留在山区、丘陵区和风沙区的水土资源，而是任何在内外力（如水力、风力、重力、人为活动等）的作用下被分散、剥离、搬运和沉积的水土资源，水土保持的内容已不只是防治水土流失，而是维护和提高土地生产力，建立良好生态环境。

由此看来，水土保持涉及的内容除了防治水土资源的流失外，还赋予了利用水土资源，绿化美化环境等。其中，防治水土流失涉及防治土地荒漠化、防旱保水等内容，维护和提高土地生产力涉及了植物侵蚀、化学侵蚀，慎重考虑工程措施等内容，绿化美化环境则涉及了植树造林，慎重使用复垦措施等内容。总之，水土保持已不是最初的水土流失防治，即采取措施简单地把水土资源固定在某一个区域。

2问题根源的解析

前面已经说了方案中存在的问题。为什么会出现这些问题呢？我想最根本的是把水土保持单纯地理解为水土保护，而没有意识到水土保护的根本目的。现结合前面给出的概念来解析这些问题。

2.1仅把“保持”理解为“保护”

保持含义不仅限于保护，而是保护、改良与合理利用。由于一部分人把水土保持单纯地理解为水土保护、土壤保护，甚至与土壤侵蚀控制等同起来，没有意识到土壤的改良以及土壤合理利用于农、林业生产，即没有考虑到对土地生产力的提高，因此，在方案设计的时候，仅着眼于防治土体的损失，进行机械地“固定”处理，夸大甚至是盲目使用工程措施，从字面上理解植物措施。

2.1.1没有着眼于提高土地生产力。有人认为，用工程措施可以把土壤很好地圈定在某一空间范围，这样处理后基本不会发生土壤侵蚀的现象。有的就是忽视植物措施对土壤的改良功能及其对荒漠化的防治功效，在方案编制中忽视植物措施，至少不对石料场、石渣场采用植物措施，加速了该区域土地石漠化、荒漠化的进程。也有人在方案编制中不是先考虑提高土地生产力方面的土地熟化，而是随意采用复垦措施，使土地越垦越穷。相对次要一点的是，在方案中没有提及风力的扬尘等对土地的沙化。 也许有人会问：为什么要提高土地生产力呢？ 因为他们只知道土地是农业生产发展的重要因素之一，不知道中国仅有10.20%的土地面积适于农业，37.10%适于畜牧，且风与水冲刷严重。因此必须考虑土地资源的可持续发展。

从提高土地生产力、水土资源的可持续发展来看，把弃渣场设置在农田的方案也是不可取的。就算弃渣在水土保持措施处理后，能够使土地生产力提高到以前农田状况下的水平（一般情况下是不可能的），但弃渣场本身占压了肥沃的土壤，让其退化，变得难以利用。据科学测算，自然风化1cm表土层需要400年时间，而风化成30cm耕作层，则至少需要1.20万年。但破坏这1.2万年才风化成的耕作层，却只需一朝一夕就完成了。这是一种资源在时间上的巨大浪费。因此，强烈反对占用农田不经处理就用作弃渣处理场地处理弃渣的方案。

2.1.2 对绿化、美化环境认识浅薄。由于没有意识到绿化、美化环境，一部分人没有考虑植物措施，或乱用植物措施，或没有把植物措施设计到相应深度等。总的说来，是对绿化、美化环境的认识没有深入。 没有考虑植物措施的人完全没有考虑水土保持的绿化、美化这一部分内容。在方案设计中，不在乎植物措施，认为在工程措施的防护下，已经能够达到防治目标，采用植物措施纯属多余。

乱用植物措施是不知道植物间的互生与对土壤肥力的竞争，只知道植物对土壤的改良，不知道一些植物在人为作用下恶化土壤理化性质、降低土壤肥力（即植物侵蚀）。要么是简单的进行混交造林，没有考虑主要树种与伴生树种之间的关系，对各树种不进行优化配置；要么乱用植物种造林，使得外来物种入侵并恶化土壤理化性质，降低土壤肥力，造成植物侵蚀。

没有把植物措施设计到相应深度的人是对植物的绿化、美化作用的认识深度不够而总认为种下去就成。他们要么是随意设计，没有考虑立地条件；要么是简单设计，没有考虑混交造林；在简单的进行混交造林设计中，没有考虑造林密度对生长量的影响；当然，他们植物措施中更不会考虑到微生物对土壤理化性质的改良作用（其实，植物措施常常是和生物措施相互通用的）。

2.2仅从定义上理解，没有注意到事物的发展

早期，人们只提出了土壤保持这一概念。而今，还有很大一部分停留在这一概念上，认为只是对于水力、风力等各类因素引起的土壤侵蚀的治理。于是，他们没有注重水体的保护和利用，没有意识到化学侵蚀带来的危害。也就是说，没有水忧患与水战略的意识。当然，这些还与水体保护的具体定义有关，因为在这一方面大家还持不同的意见：如有人把入渗作为一种水体保护措施，但有人认为，入渗到地层深处的水体已经变得难以利用。

因此，在方案编制中少了很多内容，让编制方案的根本目的落空。没有了 “维护和提高土地生产力”这一内容，好多东西也就空荡起来，更别说水土资源的可持续发展了。个人认为，水资源的保持要从水资源的利用、便于利用出发，做好库存，同时进行防污染处理。

第2篇：土壤侵蚀概念范文

关键词：坝系 相对 稳定系数 研究

一、坝系与坝系相对稳定的概念及内涵

1．坝系

坝系是指小流域沟道中由骨干坝、生产坝、塘坝等小多成群的坝群所组成的相互配合的工程体系。在坝系中，不同类型的单坝所起的作用不同，对坝系防洪拦泥起控制作用的坝称为骨干坝（或治沟骨干工程），以拦泥淤地、发展生产为主要目的的坝称为生产坝（或淤地坝），以蓄水、灌溉为主要目的的坝称为塘坝（或小水库）。受投资、自然条件等因素的限制，单坝的防洪保收、拦泥滞洪、防御洪水的能力较低，易造成工程损坏。而在坝系中，由于布设了控制性骨干工程，各坝按照分工要求联合运用，大大提高了小流域沟道工程的防洪保收、抗御自然灾害的能力。

2．坝系相对稳定的概念

所谓坝系相对稳定，是指小流域坝系工程建设总体上达到一定规模，通过治沟骨干工程、淤地坝和塘坝群的联合调洪、拦泥和蓄水，使小流域洪水泥沙得到充分利用，在较大暴雨（200年一遇）洪水条件下，坝系中的治沟骨干工程的安全可以得到保证；在较小暴雨（10年一遇）洪水条件下，坝地作物可以保收；坝地年平均淤积厚度小于30cm，需要加高的坝体工程量相当于基本农田岁修的单位工程量。坝系来水来沙与坝体加高达到一种相对稳定的状态，坝系可实现持续安全和高效利用。

在坝系相对稳定研究中，把小流域坝系中淤地面积与坝系控制面积的比值称为坝系相对稳定系数。

3．坝系相对稳定的内涵

从坝系相对稳定的概念出发，对于一条小流域沟道坝系工程，要达到坝系相对稳定，必须同时满足以下条件：

（1）坝系安全条件。即保证坝系在一定设防标准洪水下安全运行的条件。坝系的防洪安全是由坝系中的治沟骨干工程承担的。因此坝系的安全标准取决于坝系中治沟骨干工程的校核洪水标准。按现行的《水土保持治沟骨干工程暂行技术规范SD175－186》，治沟骨干工程的校核洪水标准，库容在50万～100万m3的工程为200年一遇～300年一遇洪水，库容在100万～500万m3的工程为300年一遇～500年一遇洪水。所以，坝系的防洪安全条件最低为200年一遇洪水。也就是说，坝系达到设计淤积高度后，流域中起控制作用的各治沟骨干工程的滞洪库容大于相应的校核洪水总量。

（2）坝系保收条件。即坝系在设计保收暴雨（10年一遇）洪水作用下，能够保证坝地作物安全生长而不被洪水淹死的最低条件。也就是说，坝系达到设计淤积高度后，坝系在设计保收洪水作用下，坝地淹水深度小于作物最大耐淹深度。根据黄河中游地区黄土丘陵沟壑区第一副区的调查结果，坝地最大积水深度小于70cm、且坝地内清水通过放水建筑物在3天内排完时，坝地农作物仍能高产稳产。

（3）坝系加高工程量条件。即坝系中坝体年平均加高的工程量相当于农田基建的单位工程量。坝系达到相对稳定时，坝地还在淤积，当坝地的平均淤积厚度小于30cm时，坝系中各单坝每年需要加高坝体的工程量相当于一般基本农田的单位维修量，群众可以自己加高维护，不需要列入基本建设项目，从而实现流域水沙的相对平衡和坝系工程的可持续利用。

（4）坝系控制洪水泥沙的条件。即坝系中的治沟骨干工程对小流域洪水泥沙的控制条件。当发生一般洪水时，泥沙淤积坝地，清水排泄；当发生坝系设防标准洪水时，洪水被拦截在骨干坝中，使泥沙不出沟。因此，丧失滞洪和拦沙能力的坝系不能称之为相对稳定的坝系。

4．坝系与相对稳定坝系的区别

（1）坝系涵盖了相对稳定坝系，相对稳定是坝系发展的更高阶段。

（2）坝系在设防标准内允许洪水泥沙排泄到系统之外，而相对稳定坝系在设防标准内可以将清水排出系统之外，不允许将洪水泥沙排泄到系统之外。

（3）坝系中各坝的相关性是通过坝系下游保护对象的安全生产或维持性运行来联系的，而相对稳定坝系中各坝的相关性是通过坝系下游保护对象的滞洪拦泥或可持续发展能力来联系的。

（4）只有相对稳定坝系才能够适用于坝系相对稳定理论的方法进行坝系规划和相对稳定程度评价。

二、不同类型区坝系相对稳定系数的取值范围

1．洪量模数对坝系相对稳定系数的影响

洪量模数对坝系相对稳定系数的影响主要表现在同一防洪保收标准条件下，不同地区洪量模数（即单位面积产生的洪水量）差别较大，对坝地作物的淹水深度差别也较大。如果作物的最大淹水深度一定，则洪量模数大的地区，作物保收要求的相对稳定系数要大一些。不同地区、不同防洪保收标准条件下，作物最大淹水深度为70cm时，坝系防洪保收的相对稳定系数见表1。

由表1可知，10年一遇洪水的洪量模数在1．8万～4．8万m3／km2之间，满足防洪保收相应的坝系相对稳定系数在1／39～1／15之间。可见，同样的防洪保收标准，同样的作物耐淹深度，由于不同地区的洪量模数不同，其要求的坝系相对稳定系数差别也不同，相差在1倍以上。

2．侵蚀模数对坝系相对稳定系数的影响

侵蚀模数对坝系相对稳定系数的影响主要表现在不同地区土壤侵蚀模数差别较大，导致坝地年平均淤积厚度差别也较大。如果年淤积厚度一定，则侵蚀模数大的地区，要求的相对稳定系数要大一些。不同地区不同淤积厚度时，坝系加高工程量要求的相对稳定系数见表1。

由表1可知，土壤侵蚀模数在5000～18000t／a·km2之间时，满足坝系加高工程量相应的坝系相对稳定系数在1／78～1／22之间。可见，同样的加高工程量，由于不同地区的土壤侵蚀模数不同，其要求的坝系相对稳定系数差别很大。目前治沟骨干工程分布范围的土壤侵蚀模数在5000t／a·km2以上，局部地区土壤侵蚀模数高达30000～40000t／a·km2，满足坝体加高工程量相应的坝系相对稳定系数为1／13～1／10。

3．不同类型区坝系相对稳定系数的取值范围

从黄河中游地区15条坝系统计分析我们可以看出：

在强度侵蚀区，坝系相对稳定的制约因素是防洪保收洪水的洪量模数，由于土壤侵蚀模数小，容易满足年淤积厚度30cm的要求，坝系相对稳定系数完全由洪量模数控制。坝系相对稳定系数为1／40～1／18。

在极强度侵蚀区，一般在侵蚀模数小于13000t／a·km2的地区，坝系相对稳定系数仍由洪量模数控制；在侵蚀模数大于13000t／a·km2的地区，坝系相对稳定系数则由土壤侵蚀模数控制。坝系相对稳定系数为1／39～1／15。

在剧烈侵蚀区，土壤侵蚀模数成为制约坝系相对稳定的决定因素。坝系相对稳定系数为1／26～1／10。

三、结 论

1．坝系的安全条件

坝系防洪标准取决于坝系中治沟骨干工程单坝的最低校核洪水标准。坝系的安全条件只与坝系中起控制作用的治沟骨干工程的滞洪能力有关，与坝系相对稳定系数的大小无关。即坝系的防洪安全指标应用坝系中的治沟骨干工程校核洪水标准来检验，而不能用坝系相对稳定系数来判断。

2．坝系的保收条件与加高工程量条件

坝系的保收条件与加高工程量条件与坝系相对稳定系数密切相关。坝系相对稳定系数的大小，取决于沟道坝系所在小流域的10年一遇洪水的洪量模数与土壤侵蚀模数的大小。

3．不同类型区坝系相对稳定系数的临界值

一般来说，强度、极强度和剧烈侵蚀区坝系相对稳定系数的临界值分别在1／40～1／18、1／39～1／15和1／26～1／10。

4．坝系控制洪水泥沙的条件

第3篇：土壤侵蚀概念范文

关键词　土壤退化；概况；进展；方向

中图分类号　S158.1

文献标识码　A

文章编号　1000－3037(2000)03－0280－05

鉴于土壤及土地退化对全球食物安全、环境质量及人畜健康的负面影响日益严重的现实，从土壤圈与地圈—生物圈系统及其它圈层间的相互作用的角度研究土壤退化，特别是人为因素诱导的土壤退化的发生机制与演变动态、时空分布规律及未来变化预测与恢复重建对策，已成为研究全球变化的最重要的组成部分，并将继续成为 21 世纪国际土壤学、农学及环境科学界共同关注的热点问题。但是，迄今为止，有关土壤退化的许多理论问题及过程机理尚不清楚，还没有公认的或统一的土壤退化指标和定量化评价方法[1]。因此，及时了解国际土壤退化研究的最新动向，并结合我国实际创造性地开展该领域的研究工作，具有重要的学术价值和现实生产意义。

1 土壤退化的概念

土壤退化 (Soil degradation)是指在各种自然，特别是人为因素影响下所发生的导致土壤的农业生产能力或土地利用和环境调控潜力，即土壤质量及其可持续性下降（包括暂时性的和永久性的）甚至完全丧失其物理的、化学的和生物学特征的过程，包括过去的、现在的和将来的退化过程，是土地退化的核心部分。土壤质量 (Soil quality)则是指土壤的生产力状态或健康 (Health) 状况，特别是维持生态系统的生产力和持续土地利用及环境管理、促进动植物健康的能力[2]。土壤质量的核心是土壤生产力，其基础是土壤肥力。土壤肥力是土壤维持植物生长的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母质、气候、生物、地形和时间因素长期相互作用的结果，带有明显的响应主导成土因素的物理、化学和生物学特性；另一方面，人类活动也深刻影响着自然成土过程，改变土壤肥力及土壤质量的变化方向。因此，土壤质量的下降或土壤退化往往是一个自然和人为因素综合作用的动态过程。根据土壤退化的表现形式，土壤退化可分为显型退化和隐型退化两大类型。前者是指退化过程（有些甚至是短暂的）可导致明显的退化结果，后者则是指有些退化过程虽然已经开始或已经进行较长时间，但尚未导致明显的退化结果。

2 全球土壤退化概况

当前，因各种不合理的人类活动所引起的土壤和土地退化问题，已严重威胁着世界农业发展的可持续性。据统计，全球土壤退化面积达 1965万km2。就地区分布来看，地处热带亚热带地区的亚洲、非洲土壤退化尤为突出，约 300万km2 的严重退化土壤中有 120万km2 分布在非洲、110万km2 分布于亚洲；就土壤退化类型来看，土壤侵蚀退化占总退化面积的 84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等级来看，土壤退化以中度、严重和极严重退化为主，轻度退化仅占总退化面积的

38%[3～6]。

全球土壤退化评价 (Global Assessment of Soil Degradation) 研究结果[3～6]显示，土壤侵蚀是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蚀影响占 56%，风蚀占 28%；至于水蚀的动因，43% 是由于森林的破坏、29% 是由于过度放牧、24% 是由于不合理的农业管理，而风蚀的动因，60% 是由于过度放牧、16% 是由于不合理的农业管理、16% 是由于自然植被的过度开发、8% 是由于森林破坏；全球受土壤化学退化（包括土壤养分衰减、盐碱化、酸化、污染等）影响的总面积达 240万km2，其主要原因是农业的不合理利用 (56%) 和森林的破坏 (28%)；全球物理退化的土壤总面积约 83万km2，主要集中于温带地区，可能绝大部分与农业机械的压实有关。

3 我国土壤退化状况

首先，我国水土流失状况相当严重，在部分地区有进一步加重的趋势。据统计资料[7]，1996 年我国水土流失面积已达 183万km2，占国土总面积的 19%。仅南方红黄壤地区土壤侵蚀面积就达 6153万km2，占该区土地总面积的 1/4[8]。同时，对长江流域 13 个重点流失县水土流失面积调查结果表明，在过去的 30 年中，其土壤侵蚀面积以平均每年 1.2%～2.5% 的速率增加[9]，水土流失形势不容乐观。

其次，从土壤肥力状况来看，我国耕地的有机质含量一般较低，水田土壤大多在 1%～3%，而旱地土壤有机质含量较水田低，＜1% 的就占 31.2%；我国大部分耕地土壤全氮都在 0.2% 以下，其中山东、河北、河南、山西、新疆等 5 省（区）严重缺氮面积占其耕地总面积的一半以上；缺磷土壤面积为 67.3万km2，其中有 20 多个省（区）有一半以上耕地严重缺磷；缺钾土壤面积比例较小，约有 18.5万km2，但在南方缺钾较为普遍，其中海南、广东、广西、江西等省（区）有 75% 以上的耕地缺钾，而且近年来，全国各地农田养分平衡中，钾素均亏缺，因而，无论在南方还是北方，农田土壤速效钾含量均有普遍下降的趋势；缺乏中量元素的耕地占 63.3%[10]。对全国土壤综合肥力状况的评价尚未见报道，就东部红壤丘陵区而言，选择土壤有机质、全氮、全磷、速效磷、全钾、速效钾、pH 值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表层土壤厚度等 11 项土壤肥力指标进行土壤肥力综合评价的结果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影响，处于中、下等水平，高、中、低肥力等级的土壤的面积分别占该区总面积的 25.9%、40.8% 和 33.3%，在广东丘陵山区、广西百色地区、江西吉泰盆地以及福建南部等地区肥力退化已十分严重[11]。

此外，其它形式的土壤退化问题也十分严重。以南方红壤区为例，约 20万km2 的土壤由于酸化问题而影响其生产潜力的发挥；化肥、农药施用量逐年上升，地下水污染不断加剧，在部分沿海地区其地下水硝态氮含量已远远高于 WHO 建议的最高允许浓度 10mg/l；同时，在一些矿区附近和复垦地及沿海地区土壤重金属污染也相当严重[8]。

4 土壤退化研究进展

自 1971 年 FAO 提出土壤退化问题并出版“土壤退化 " 专著以来，土壤退化问题日益受到人们的关注。第一次与土地退化有关的全球性会议——联合国土地荒漠化 (desertification) 会议于 1977 在肯尼亚内罗毕召开。联合国环境署 (UNEP) 又分别于 1990 年和 1992 年资助了 Olde man等开展全球土壤退化评价 (GLASOD)、编制全球土壤退化图和干旱土地的土地退化（即荒漠化）评估的项目计划。1993 年 FAO 等又召开国际土壤退化会议，决定开展热带亚热带地区国家级土壤退化和 SOTER（土壤和地体数字化数据库）试点研究。在 1994 年墨西哥第 15 届国际土壤学大会上，土壤退化，尤其是热带亚热带的土壤退化问题倍受与会者的重视，不少科学家指出，今后 20 年热带亚热带将有 1/3 耕地沦为荒地，117 个国家粮食将大幅度减产，呼吁加强土壤退化及土地退化恢复重建研究，并在土壤退化的概念、退化动态数据库、退化指标及评价模型与地理信息系统、退化的遥感与定位动态监测和模拟建模及预测、土壤复退性能研究、退化系统恢复重建的专家决策系统等研究方面有了新的发展。国际水土保持学会也于 1997 在加拿大多伦多组织召开了以流域为基础的生态系统管理的全球挑战国际研讨会，从生态系统、流域的角度探讨土壤侵蚀等土壤退化等问题。而且，国际土壤联合会于 1996 年和 1999 年分别在土耳其和泰国举行了直接以土地退化为主题的第一届和第二届国际土地退化会议，并在第一届会议上决定成立了土壤退化研究工作组专门研究土壤退化，在第二届会议上则对土壤退化问题更为重视，并有学者倡议将土壤退化研究提高到退化科学的高度来认识，并决定于 2001 年在巴西召开第三届国际土壤退化会议[12]。同时，在亚洲，由 UNDP 和 FAO 支持的“亚洲湿润热带土壤保持网 (ASOCON)”和“亚洲问题土壤网”也在亚太土地退化评估与控制方面开展了大量的卓有成效的研究工作。总的说来，国际上土壤退化研究在以下方面取得了重要进展：①从土壤退化的内在动因和外部影响因子（包括自然和社会经济因素）的综合角度，研究土壤退化的评价指标及分级标准与评价方法体系；②从土壤的物理、化学和生物学过程及其相互作用入手，研究土壤退化的过程与本质及机理；③从历史的角度出发，结合定位动态监测，研究各类土壤退化的演变过程及发展趋向和速率，并对其进行模拟和预测；④侧重人类活动（特别是土地利用方式和土壤经营管理措施）对土壤退化和土壤质量影响的研究，并将土壤退化的理论研究与退化土壤的治理和开发相结合，进行土地更新技术和土壤生态功能保护的试验示范和推广；⑤注重传统技术（野外调查、田间试验、盆栽试验、实验室分析测试、定位观测试验等）与高新技术（遥感、地理信息系统、地面定位系统、模拟仿真、专家系统等）的结合；⑥从社会经济学角度研究土壤退化对土壤质量及其生产力的影响。

我国土壤学研究工作在过去几十年主要集中在土壤发生、分类和制图（特别是土壤资源清查）；土壤基本物理、化学和生物学性质（特别是土壤肥力性状）；土壤资源开发利用与改良（特别是土壤培肥，盐渍土和红壤的改良等）等方面。这些工作虽然在广义上与土壤退化科学密切相关，但直接以土壤退化为主题的研究工作主要集中在最近 10 多年，其中又以热带亚热带土壤退化研究工作较为系统和深入，并在 80 年代参与了热带亚热带土壤退化图的编制，完成了海南岛 1∶100万SOTER 图的编制工作。90 年代以来，中国科学院南京土壤研究所结合承担国家“八五”科技攻关专题“南方红壤退化机制及防治措施研究”和国家自然科学基金重点项目“我国东部红壤地区土壤退化的时空变化、机理及调控对策的研究”任务，将宏观调研与田间定位动态观测和实验室模拟试验相结合，将遥感、地理信息系统等高新技术与传统技术相结合，将自然与社会经济因素相结合，将时间演变与空间分布研究相结合，将退化机理与调控对策研究相结合，对南方红壤丘陵区土壤退化的基本过程、作用机理及调控对策进行了有益的探索，并在以下方面取得了重要进展[8、13]：①初步定义了土壤退化的概念，阐明了红壤退化的基本过程、机制、特点。②在土壤侵蚀方面，利用遥感资料和地理信息系统技术编制了东部红壤区 1∶400万90 年代土壤侵蚀图与叠加类型图及典型地区 70、80、90 年代叠加土壤侵蚀图，并在土壤侵蚀图、土地利用图、土壤母质图等基础上，编制了 1∶400 万土壤侵蚀退化分区概图；对南方主要类型土壤可蚀性 K 值进行了田间测定，并利用全国第二次土壤普查数据和校正的 Wischmeier 方程，计算我国南方主要类型土壤可蚀性 K，编制了相关图件。③在肥力退化机理方面，建立了南方红壤区土壤肥力数据库，初步提出了肥力退化评价指标体系，进行了土壤肥力退化评价的尝试，并绘制了红壤退化评价有关图件；将养分平衡与土壤养分退化研究相结合总结了我国南方农田养分平衡 10 年变化规律及其与土壤肥力退化的关系，认为土壤侵蚀、酸化养分淋失等造成的养分赤字循环及养分的不平衡是土壤养分退化的根本原因；应用遥感手段及历史资料，编制了 0～20cm 及 0～100cm 土层的土壤有机碳密度图，探讨了红壤有机碳库的消长与转化及腐殖质组成性质的变化规律；提出了磷素固定是红壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰减的实质是磷素的双核化和向固相的扩散，解决了红壤磷素退化的实质问题。④在土壤酸化方面，研究了红壤的酸化特点，根据土壤的酸缓冲性能，建立了土壤酸敏感性分级标准，进行了红壤酸敏感性分级和分区，首次绘制了有关地区土壤酸敏感性分区概图；采用 MAGIC 模型，并进行校正对我国红壤酸化进行预测，揭示红壤酸度的时空变化规律；并在作物耐铝快速评估方面取得了重要进展。⑤在土壤污染方面，利用多参数对重金属的土壤污染进行了综合评估，建立了综合污染指数 (CPI) 值的计算方法，对不同地区的污染状况进行了评估，绘制了重金属污染概图；应用农药在土壤中的吸附系数 (Kd) 和半衰期 (t1/2) 及基质迁移模式，阐明了土壤农药污染的机理；在重金属污染对土壤肥力的影响方面的研究结果表明，重金属污染可降低土壤对钾的保持能力，促进钾的淋失；而对氮和磷而言，主要是降低与其催化降解和循环相关的酶的活性。⑥红壤退化防治方面，提出了区域治理调控对策，“顶林—腰果—谷农—塘鱼”等立体种养模式等，并对一些开发模式进行示范和评价。

然而，我国幅员辽阔，自然和社会经济条件复杂多样，地区间差异明显。各类型区在农业和农村发展过程中均不同程度地面临着各种资源环境退化问题，有些问题是全区共存的，有些则是特定类型区所特有的。过去的工作仅集中于江南红壤丘陵区，而对其它地区触及较少。而且，在研究工作中，也往往偏重于单项指标及单个过程的研究。土壤退化综合评价指标体系的研究基本处于空白，对退化过程的相互作用研究不够。同时，在合理选择碱性物质改良剂种类、提高经济效益以及长期施用改良剂对土壤物理、化学，特别是生物学性质的影响等方面还有许多问题有待进一步研究，对耐酸（铝）作物品种的选择研究也亟待加强。此外，对其它土壤退化问题，如集约化农业和乡镇企业及矿产开发引起的土壤及水体污染、土壤生物多样性衰减等问题，尚未开展系统研究。

5 土壤退化的研究方向

土壤退化是一个非常综合和复杂的、具有时间上的动态性和空间上的各异性以及高度非线性特征的过程。土壤退化科学涉及很多研究领域，不仅涉及到土壤学、农学、生态学及环境科学，而且也与社会科学和经济学及相关方针政策密切相关。然而，迄今为止，国内外的大多数研究工作偏重于对特定区域或特定土壤类型的某些土壤性状在空间上的变化或退化的评价，而很少涉及不同退化类型在时间序列上的变化。而且，在土壤退化评价方法论及评价指标体系定量化、动态化、综合性和实用性以及尺度转换等方面的研究工作大多处于探索阶段。

我国土壤退化研究虽然在某些方面取得了一定的、有特色的进展，但整体上还处于起步阶段。为此，作者认为，今后我国土壤退化的研究工作应从更广和更深的层次上系统综合地开展土壤退化的综合评价与主要退化类型农业生态系统的重建和恢复研究，并逐步向土地退化或环境退化方向拓展。具体来说，应加强以下几个方面的研究工作：

(1) 土壤与土地退化指标评价体系研究。主要包括用于评价不同土壤及土地退化类型的单项和综合评价指标、分级标准、阈值和弹性，定量化的和综合的评价方法与评价模型等；

(2) 土壤退化的监测与预警系统研究。主要包括建立土壤退化监测研究网络，对重点区域和国家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的类型、范围及退化程度进行监测和评价，并进行分类区划，为退化土地整治提供依据；

(3) 土壤与土地退化过程、机理及影响因素研究。重点研究几种主要退化形式（如土壤侵蚀、土壤肥力衰减、土壤酸化、土壤污染及土壤盐渍化等）的发生条件、过程、影响因子（包括自然的和社会经济的）及其相互作用机理；

(4) 土壤与土地退化动态监测与动态数据库及其管理信息系统的研究。主要包括土壤退化监测网点或基准点 (Benchmark sites)的选建、3S(GIS、GPS、RS) 技术和信息网络及尺度转换等现代技术和手段的应用与发展、土壤退化属性数据库和 GIS 图件及其动态更新、土壤退化趋向的模拟预测与预警等方面的工作；

(5) 土壤退化与全球变化关系研究。主要包括土壤退化与水体富营养化、地下水污染、温室气体释放等；

(6) 退化土壤生态系统的恢复与重建研究。主要包括运用生态经济学原理及专家系统等技术，研究和开发适用于不同土壤退化类型区的、以持续农业为目标的土壤和环境综合整治决策支持系统与优化模式，主要退化生态系统类型土壤质量恢复重建的关键技术及其集成运用的试验示范研究等方面的工作，为土壤退化防治提供决策咨询和示范样板；

(7) 加强土壤退化对生产力的影响及其经济分析研究，协助政府制定有利于持续土地利用，防治土壤退化的政策。

参考文献

1 R Lal. Soil quality and sustainability [A]. In:

R Lal, W H Blum, C Valentine, et al. Methods for

Assessment of Soil Degradation [C]. USA: CRC Press

LLC, 1998,17～30.

2 赵其国，孙波，张桃林．土壤质量与持续环境 I．土壤质量的定义及评价方法[J]．土壤，1997,(3)：113～120.

3 GLASOD. Global assessment of soil degradation [Z]. World maps.

Wageningen (Netherlands): ISRIC and PUNE,

1990.

4 Oldeman L R, Engelen, V W P Van, et al. The extent

of human-induced soil degradation [Z]. Annex 5“World

Map of the status of human induced soil degradation,An explanatory

note.”Wageningen, Netherlands: ISRIC.

1990.

5 Oldeman L R, Hakkeling R T A, Sombroek W G.

World map of the status of human-induced soil

degradation [Z]. An explanatory note, Wageningen, Netherlands: ISRIC

and PUNE, 1991.

6 Oldeman L R. The global extent of soil

degradation [A]. In: D J Greenland, I Szabolcs.

Soil Resilience and Sustainable Land Use [C]. CAB International,

Wallingford, UK, 1994,99～118.

7 中国农业年鉴编辑委员会．中国农业年鉴[Z]．北京：中国农业出版社，1997.

8 张桃林．中国红壤退化机制与防治[M]．北京：中国农业出版社，1999.

9 红黄壤地区农业持续发展战略研究专题协作组．红黄壤地区农业持续发展研究（第一集）[C]．北京：中国农业科技出版社，1993.

10 鲁如坤．土壤—植物营养学[M]．北京：化学工业出版社，1998.

11 孙波，张桃林，赵其国．我国东南丘陵区土壤肥力的综合评价[J]．土壤学报，1995,32(4)：362～369.

12 C Anecksamphant, C Charoenchamratcheep, T

Vearasilp, et al. Conference Report of 2 nd

International Conference on Land Degradation [R].

第4篇：土壤侵蚀概念范文

关键词：水土保持；生态修复

1 关于“生态恢复、生态修复”的理解

生态修复是指对生态系统停止人为干扰，以减轻负荷压力，依靠生态系统的自我调节能力与自我组织能力使其向有序的方向进行演化，或者利用生态系统的这种自我恢复能力，辅以人工措施，使遭到破坏的生态系统逐步恢复或使生态系统向良性循环方向发展；主要指致力于那些在自然环境突变和人类活动影响下受到破坏的自然生态系统的恢复与重建工作。

目前学术上用的比较多的是“生态恢复”和“生态修复”，生态恢复的称谓主要应用在欧美国家，在我国也有应用。而生态修复的叫法主要应用在日本和我国。关于“生态修复”一词，近年来也不时见诸文献报道，它和“生态恢复”一词十分相近，有时互相通用也不会有什么问题，但“修复”一词，带有修理、整治、补偿使之回归原来状态的意思，带有更强的人为措施促进的含义。为加快水土流失治理，水利部提出治水新思路，把“生态修复”概念引进水土流失治理领域，表明了人们对水土流失的治理的认识逐渐从保水保土的层次提高到了生态学层次。

在生态修复的研究和实践中，涉及的相关概念有生态恢复（Ecological Restoration）、生态修复（Ecological Rehabilitation）、生态重建（Ecological Reconstruction）、生态改建（Ecological Renewal）、生态改良（Ecological Reclamation）等。虽然在涵义上有所区别，但是都具有“恢复和发展”的内涵，即使原来受到干扰或者损害的系统恢复后使其可持续发展，并为人类持续利用。

2 水土保持生态修复是以生态恢复为目标的水土流失综合治理

水土保持生态修复：指在特定的土壤侵蚀地区，通过解除生态系统所承受的超负荷压力，根据生态学原理，依靠生态系统本身的自组织和自调控能力的单独作用，或辅以人工调控能力的作用，使部分受损的生态系统恢复到相对健康的状态。

水土保持生态修复是独具中国特色的概念，标志着中国治理水土流失的理念有了重大突破。水土保持生态修复概念的界定应符合中国的土壤侵蚀面积广、类型多、强度大，经济落后，人口众多等国情。

我国是世界上自然生态系统退化和丧失很严重的地区，土地荒漠化、沙尘暴、洪水灾害、水资源短缺等，已严重威胁我国的社会经济发展和国民福利。为此我国采取了一系列工程措施，如植树造林、自然保护区建设、退耕还林等，但总体上我国的生态环境还是相当严峻。水土流失治理的对象是水土流失区，也就是生态系统的退化区。依据恢复生态学原理，应该从满足系统的功能、结构的恢复和改善并使之能自我维持的三方面要求上来采取综合治理措施。通过水土保持生态修复，促进土壤肥力的提高、结构的改善、土地可持续利用；创造条件促进群落进展演替；采取措施加快系统物质和能量的转化等，才能使部分受损的生态系统恢复到相对健康的状态。

3 水土保持生态修复的技术方法

3.1 退化坡面生态系统生态修复

我国是一个多山的国家，山区丘陵区约占国土面积的2/3，耕地面积1.33 亿hm2，其中有坡耕地4667 万hm2，占总耕地面积的35%。在山区丘陵区，坡耕地是主要的农业生产场所。

退化坡耕地生态系统的生态修复：少施化肥，增施农家肥料；种植绿肥植物，增加固氮作物品种；轮作、套作，间种、混种；减少化学防治，增加生物防治；植等高植物篱等。退化林地、草地、荒地生态系统的生态修复：在封禁的基础上，补种乡土树种、草种。封禁时间的长短因生态系统类型、受损程度、气候等因素的不同而不同，一般来说，乔木林、灌木林、草地生态系统可分别为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°的也可通过水土保持耕作措施，达到控制土壤侵蚀的目的。另外，对于坡度更大的坡地（＞20°），就需建立水土保持林业生态工程。

水土保持林业生态工程就是在同一地块上相间种植农作物和林木（含经济林木和草），包括配置在缓坡耕地上的水流调节林带、生物地埂（生物坝、生物篱），配置在梯田地埂的梯田地坎防护林及坡地农林（草）复合工程。水流调节林带能够分散、减缓地表径流速度，增加渗透，变地表径流为土内径流，阻截从坡地上部带来的降雨径流。多条林带可以做到层层拦蓄径流，达到减流沉沙，控制水土流失的目的。

3.2 退化河流生态系统生态修复

在土壤侵蚀地区，导致河流退化的驱动力主要有修路、开矿、河岸放牧、化肥与农药的面源污染、工业废水与生活污水的点源污染、过度捕鱼等，对由于这些驱动力所导致的退化河流生态系统进行生态修复，最重要的是要减轻或解除导致河流生态系统退化的驱动力，让河流休养生息。此外，还可采取如下两种方法：①减少河流人工直线化的程度，增加河流弯曲度，以增加河流生境的多样性，进而增加水生生物多样性；②在河流两岸种植生物隔离带（种类和宽度应因地制宜），一方面防治面源污染，另一方面为河流水生生物增加营养源。

同时，合理开发利用水资源，实施生态应急补水工程，至少要满足天然绿洲生态系统最小生态需水量；合理调整土地利用结构，适当减少人工绿洲面积，使人工绿洲和天然绿洲面积比例调整到1：1 左右。

3.3 退化矿山生态系统生态修复

该生态系统的土壤、植物等组分完全受损，缺乏植物生长所需要的营养元素，对这种严重退化的生态进行生态修复，可采取的方法有：覆盖土壤，对土壤进行物理处理，添加营养物质，去除有害物质，种植适应性强的先锋树种或草种、间种乡土树种或草种。植被恢复对于矿山生态恢复效果是十分显著的。但这种生物措施必须与工程措施相结合，才能早日见效。开采前严格规划弃土场、尾矿坝。根据矿场范围内地形特点以及矿种、蕴藏量、开采方式等规划弃土场。弃土场必须先设置拦沙坝（挡土墙），以控制植被恢复前水土流失。拦砂坝应根据弃土场地形以及每年弃土量而逐年加固加高。同时弃土场周围要修防洪沟。尾矿坝必须纳入整个工程预算之内，与主体工程同时施工，同时验收投产，以减少对下游农业生产和群众生活的危害。护坡护岸工程。矿区采场台阶、边坡以及公路等附属工程的边坡，应全部规划护坡工程，以防止采场及公路等出现滑坡、崩塌。同时矿区下游河道也要对河坝、河堤等加固、加高，经常清理河床淤积的泥沙石，以防洪水冲毁堤坝、农田、公路、桥梁、房屋等。

4 水土保持生态修复的途径

4.1 “封禁”法―――生态自然修复该方法适用于受损程度较轻的生态系统。如封山禁牧、舍饲养畜、退耕还林还草、调整用地结构，以电代燃料、发展沼气、生态移民等，这是生态系统恢复的最基本也是最重要的措施。

4.2 “封禁+补种”法―――自然和人工共同修复

通常选择植物群落演替中的先锋物种，它有较强的抗逆性、较强的生命力和再生能力，如南方的马尾松、杨梅、沿海风沙区的木麻黄等，以此迅速形成利于植被进展演替的小气候和生物环境。该方法适用于受损程度较重的生态系统。

4.3 “果―牧―沼、草―牧―沼”法―――人工强化促进

第5篇：土壤侵蚀概念范文

土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。

1 研究区概况

中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。

2 研究方法

2.1 数据来源及处理

（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。

（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。

（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。

2.2 土地利用——生态系统耦合模型

土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。

2.3 生态系统服务价值评价方法

根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。

2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型 模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。

2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）。

2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为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为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。

2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。

2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。

（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：

Vss（x）=×OC（x）

式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。

（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：

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）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区 部分（表3）。

（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥沙比例；Pre（x）为平均库容工程费。

综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 价格参数的处理

由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。

将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。

3 结果与分析

3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值

表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。

运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。

3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值

由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。

进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。

4 结论与讨论

参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。

第6篇：土壤侵蚀概念范文

关键词：LUCC变化；生态服务价值；中国北方农牧交错带

中图分类号：F323.22 文献标识码：A DOI编码：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；修订日期：2013-11-28

基金项目：国家自然科学基金项目（41030535）；国家自然科学基金项目（30900197）；国家973项目（2011CB952001）

作者简介：蒋力（1987—），女，湖南人，在读硕士生，主要从事土地利用变化与陆地生态系统研究。

通讯作者简介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要从事土地利用模拟模型研究。

生态系统服务是指通过生态系统自身的结构、过程和功能，直接或间接地得到生命支持产品以及提供服务[1-2]。根据相关研究提出的生态系统服务功能分类[3-4]，生态系统服务功能可以归纳为供给功能、调节功能、生命系统支持功能和文化娱乐功能等。其中，为人类提供食物、工业原材料等可以商品化的功能，称为直接价值功能；而气候条件、水源涵养等难以商品化的功能，称为间接价值功能。生态服务功能的间接价值虽然不表现在国家的核算体制上，但它们的价值可能大大超过直接价值。Costanza在1997年最先开展了对全球生态系统服务价值的系统评估工作，确定了生态服务价值的评估原理和科学意义之后[1]，生态服务价值研究已成为当今生态系统可持续性研究的热点之一[4]。

土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能[5]。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变[6-7]，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述[7-8]；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表[9]。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开[10-18]。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多[19-22]，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向[23]。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。

1 研究区概况

中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万[24]，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。

2 研究方法

2.1 数据来源及处理

（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。

（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。

（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。

2.2 土地利用——生态系统耦合模型

土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。

2.3 生态系统服务价值评价方法

根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。

2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。

2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）[27]。

2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为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为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。

2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等[29]的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元[25]。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。

2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》[30]，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。

（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：

Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）

式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。

（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：

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）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区[5] 部分（表3）。

（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥例；Pre（x）为平均库容工程费。

综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 价格参数的处理

由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。

将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。

3 结果与分析

3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值

表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。

运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。

3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值

由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。

进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。

4 结论与讨论

参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。

为了验证本文计算结果，将他人研究成果进行简单的面积比例折算，与本研究的结果对比分析（均进行物价指数处理）。经过文献检测发现，国内其他大尺度的自然及社会条件相近地区的生态系统服务评价工作大部分在1990年代开展，其中包括：运用遥感技术对内蒙古生态资产测量，经过折算后结果为1 663.9亿元[31]；利用直接和间接价值计算法评估青藏高原，折算到本研究面积的生态系统服务价值为2 658亿元[9]。本文评价结果表明，中国北方农牧交错带的生态系统服务功能平均总价值在1990年代为1 255亿元，由于本研究只是不完全评估了5种生态系统服务，因此可以认为，本研究与众多其他研究的评价结果在数量上基本一致。

本研究的生态经济分析结果表明，不同的土地利用数量结构对生态服务价值有重要影响。由于1970年代至1990年代，土地利用结构主要表现在林地大量减少，耕地和牧草地大量增多，导致高生态服务价值用地向低生态服务价值用地转化，北方农牧交错带生态总价值在30年中从1 434亿元降低到1 070亿元。进入1990年代中后期，随着土地利用结构变化日趋平缓及一些政策促进生态环境的改善，北方农牧交错带生态效益总价值开始逐步回升。

研究也表明，土地利用空间格局不同，其生态服务价值也有很大差异。分布着森林的东北部单位面积平均生态服务价值最高，分布着耕地的西部地区则相对最低。1970年代—1990年代中，高生态服务价值地区不断减少，低值地区不断增多，生态服务总价值也出现减少趋势，因此，制定政策时需要关注如何提高单位面积的生态服务价值，以及扩大单位生态服务价值高的区域的面积，通过本文分析可知，保证较高的森林覆盖率是维持生态环境的重要措施。

由于数据和资料的局限，本文只计算了2000年之前的生态服务价值，而从2000年起，研究区开始大面积实施退耕还林/草工程，此政策对土地利用模式和生态服务效益都有一定的良好影响，还有待做进一步的持续性研究。

参考文献：

[1] Costanza R， D'Arge R， de Groot R， et al. The value of the world's ecosystem services and natural capital [J]. Nature， 1997（386）： 253-260.

[2] Repetto R. Accounting for environmental assets [J]. Scientific American， 1992： 64-70.

[3] The Conceptual Framework Working Group of The Millennium Ecosystem Assessment. Ecosystem and human well-being [M]. Washington D C： Island Press， 2003.

[4] 岳书平， 张树文， 闫业超. 东北样带土地利用变化对生态服务价值的影响[J]. 地理学报， 2007， 62（8）： 879-886.

[5] 郑淑华， 王堃， 赵萌莉， 等. 北方农牧交错区草地生态系统服务间接价值的初步评估—以太仆寺旗和沽源县境内为例[J]. 草业科学， 2009， 26（9）： 18-23.

[6] 王科明， 石惠春， 周伟， 等. 干旱地区土地利用结构变化与生态服务价值的关系研究—以酒泉市为例[J]. 中国人口·资源与环境， 2011， 21（3）： 124-127.

[7] 欧阳志云， 王如松， 赵景柱. 生态系统服务功能及其生态经济价值评价[J]. 应用生态学报， 1999， 10（5）： 635-639.

[8] 王伟， 陆健健. 生态系统服务功能分类与价值评估探讨[J]. 生态学杂志， 2005， 24（11）： 1314-1316.

[9] 谢高地， 鲁春霞， 冷允法， 等. 青藏高原生态资产的价值评估[J]. 自然资源学报， 2003， 18（2）： 189-196.

[10] 汤洁， 庄玉夏， 刘亚修， 等. 土地利用变化对生态系统服务价值的影响研究—以吉林省大安市为例[J]. 吉林农业大学学报， 2007， 29（3）： 298-302， 306.

[11] 王宗明， 张树清， 张柏. 土地利用变化对三江平原生态系统服务价值的影响[J]. 中国环境科学， 2004， 24（1）： 125-128.

[12] 周鑫， 左平， 滕厚峰， 等. 基于土地利用变化的生态系统服务价值核算——以江苏盐城滨海湿地为例[J]. 海洋通报， 2011， 30（6）： 656-661.

[13] 胡喜生， 洪伟， 吴承祯. 福州市土地生态系统服务功能价值的评估[J]. 东北林业大学学报， 2011， 39（12）： 90-94.

[14] 吕明权， 王延平， 王继军. 吴起县土地利用变化及其生态服务价值研究[J]. 水土保持研究， 2010， 17（1）： 144-148， 153.

[15] 孙慧兰， 李卫红， 陈亚鹏， 等. 新疆伊犁河流域生态服务价值对土地利用变化的响应[J]. 生态学报， 2010， 30（4）： 887-894.

[16] 周飞， 陈士银， 吴明发. 土地利用结构变化及其生态服务功能响应——以广东省湛江市为例[J]. 安全与环境学报， 2007， 7（5）： 76-79.

[17] 谢余初， 巩杰， 赵彩霞， 等. 干旱区绿洲土地利用变化的生态系统服务价值响应——以甘肃省金塔县为例[J]. 水土保持研究， 2012， 19（2）： 166-170.

[18] 曹银贵， 周伟， 袁春. 基于土地利用变化的区域生态服务价值研究[J]. 水土保持通报， 2010， 30（4）： 241-246.

[19] 于智强， 臧德彦， 陈龙乾， 等. 基于遥感的抚州市土地利用变化及生态系统服务功能价值变化研究[J]. 西北农业学报， 2010， 19（5）： 202-206.

[20] 高清竹， 何立环， 黄晓霞， 等. 海河上游农牧交错地区生态系统服务价值的变化[J]. 自然资源学报， 2002， 17（6）： 706-712.

[21] 吴海珍， 阿如旱， 郭田保， 等. 基于RS和GIS的内蒙古多伦县土地利用变化对生态服务价值的影响[J]. 地理科学， 2011， 31（1）： 110-116.

[22] 陈美球， 赵宝苹， 罗志军， 等. 基于RS和GIS的赣江上游流域生态系统服务价值变化[J]. 生态学报， 2013， 33（9）： 2761-2767.

[23] 李文华， 张彪， 谢高地. 中国生态系统服务研究的回顾与展望[J]. 自然资源学报， 2009， 24（1）： 1-10.

[24] 王静爱， 徐霞， 刘培芳. 中国北方农牧交错带土地利用与人口负荷研究[J]. 资源科学， 1999， 21（5）： 19-24， 8.

[25] 欧阳志云， 王效科， 苗鸿. 中国陆地生态系统服务功能及其生态经济价值的初步研究[J]. 生态学报， 1999， 19（5）： 607-613.

[26] 国家环境保护局. 中国生物多样性国别报告[M]. 北京： 中国环境科学出版社， 1997.

[27] 国家统计局. 中国统计年鉴[M]. 北京： 中国统计出版社， 1992.

[28] 中国生物多样性国情研究报告组. 中国生物多样性国情研究报告[M]. 北京： 中国环境科学出版社， 1998：191-210.

[29] 李金昌， 姜文来， 靳乐山， 等. 生态价值论[M]. 重庆： 重庆大学出版社， 1999.

第7篇：土壤侵蚀概念范文

关键词：GIS；耕地地力评价；层次分析法；综合指数法；池州市贵池区

中图分类号 S158 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2013）18-74-04

耕地是农业生产最基本的物质基础，耕地质量的好坏直接影响农业生产的发展。开展耕地地力评价工作对于摸清耕地资源状况，加强耕地质量建设，提高耕地利用效率，促进现代农业的可持续发展具有十分重要的意义。

1 材料与方法

1.1 研究区概况 池州市贵池区位于安徽省西南部，长江中下游南岸，地处北纬30°15′～30°48′、东经117°06′～117°50′，年均温16.1℃，无霜期220～240d，年降水量为1 400～1 700mm。境内南高北低，地形复杂，南部中低山区、中部丘陵岗地、北部沿江洲圩区。全区南北长约52.8km，东西宽约80.5km，总面积2 516km2，辖9个镇、11个街道办事处，158个行政村，总人口64.4万，其中农业人口50.8万人。根据1986年全国土地普查结果，全区耕地面积为4.19万hm2，其中水田2.8万hm2，占耕地66.88%，旱地1.39万hm2，占耕地33.12%。全区有红壤、黄棕壤、潮土、草甸土、紫色土、石灰土及水稻土7个土类，42个土属、66个土种。主产水稻、棉花、油菜三大作物。

1.2 评价数据来源

1.2.1 野外调查资料 按野外调查点获取，主要包括地形地貌、成土母质、水文、土层厚度、表层质地、耕地利用现状、灌排条件、作物产量水平、管理措施水平等。

1.2.2 室内化验分析资料 包括全氮、碱解氮、有效磷、速效钾、缓效钾等大量元素养分含量，交换性钙、交换性镁、有效硫、有效硅中量元素养分含量，有效铜、锌、铁、锰、硼等微量元素养分含量，以及pH、有机质含量等。

1.2.3 社会经济统计资料 以行政区划为基本单位的人口，土地面积，粮油、蔬菜、果茶面积以及各类投入产出等社会经济指标数据。

1.2.4 基础图件资料 市国土局、区水务局、区民政局等单位收集了土地利用现状图、水利工程图、1∶5万行政区划图、贵池区土壤图等。

1.3 基础数据处理 对第二次土壤普查的历史数据，测土配方施肥产生的田间试验示范数据、田间施肥调查数据、土壤化验数据等属性数据，利用Excel进行提取、分类与整理，采用Access建立相应的土壤养分库和土壤库等一系列属性数据库。对土壤图、行政区划图、土地利用现状图等图件资料，经完整性筛选后扫描得到图像文件，在ArcMap中矢量化、几何校正、建立拓扑关系以及坐标转换后，以shape格式存入空间数据库。

1.4 评价单元确定 采用土壤图、土地利用现状图的叠置划分法，相同土壤单元与土地利用现状类型的地块组成一个评价单元，即“土地利用现状类型―土壤类型”的格式。其中，土壤类型划分到土种，土地利用现状类型划分到三级利用类型，制图区界以基于遥感影像的贵池区最新土地利用现状图为准。同一评价单元内的土壤类型相同，利用方式相同，交通、水利、经营管理方式等基本一致。通过图件的叠置和对细碎图斑的合并取舍，将全区耕地划分为296个评价单元。

1.5 评价单元赋值 采取将评价单元与各专题图件叠加采集各参评因素的信息。具体的做法是：（1）按唯一标识原则确定评价单元编号；（2）在ARCVIEW环境下生成评价信息空间库和属性数据库；（3）在ARCMAP环境下从图形库中调出各化学性状评价因子的专题图，与评价单元图进行叠加，计算出各因子的均值；（4）保持评价单元几何形状不变，在耕地资源管理信息系统中直接对叠加后形成的图形的属性库进行“属性提取”操作，以评价单元为基本统计单位，按面积加权平均汇总评价单元各评价因子的分值，得到图形与属性相连的、以评价单元为基本单位的评价信息。

1.6 参评因子选取及其权重确定 针对本区耕地具体情况，从全国耕地地力评价指标体系框架中，选取了灌溉保证率、土壤侵蚀程度、地貌类型、耕层厚度、质地、剖面构型、成土母质、容重、pH、CEC、排涝能力、有机质、速效钾、有效磷、有效锌、有效硼16项评价指标。参评因子权重的确定采用层次分析模型法，经层次模型分析贵池区16项参评因子有效锌、有效硼、有效磷、速效钾、地貌类型、侵蚀程度、成土母质、pH、质地、有机质、容重、CEC、灌溉保证率、排涝能力、剖面构型、耕层厚度组合权重分别为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（见表1）。

1.7 参评因子隶属函数模型 参评因子赋值采用隶属函数模型，根据模糊数学的理论，将参评因子与耕地生产能力的关系分为戒上型、戒下型、峰型、直线性和概念型5种类型的隶属函数。其中有机质、CEC、有效磷、速效钾、有效锌、有效硼、耕层厚度为戒上型，容重为戒下型，pH为峰型，地貌类型、 土壤侵蚀程度、成土母质、质地、灌溉保证率、排涝能力、剖面构型为概念型。全区各评价指标隶属函数与隶属度，如表2、表3所示。

1.8 计算耕地地力综合指数（IFI） 用指数和法来确定耕地的综合指数，公式为：IFI=∑Fi×Ci；式中：IFI代表耕地地力综合指数；Fi=第i个因素评语；Ci=第i个因素的组合权重。

在耕地资源管理系统中采用累积曲线分级法划分耕地地力等级，将贵池区耕地地力划分为6个等级。各等级耕地地力综合指数见表4。

2 结果与分析

2.1 耕地地力等级面积统计分析 贵池区耕地总面积为46 734.4 hm2，一、二、三、四、五、六级地面积分别为4 194.9、12 980.3、15 795.5、6 808.1、4 128.8和2 826.8hm2，分别占全区耕地总面积的9.0%、27.8%、33.86%、14.6%、8.8%和6.0%（见表5）。

2.2 耕地地力等级空间分布与主要属性分析 一级地主要分布在北部沿江洲圩平原区，主要集中在梅龙、阮桥、木闸、高岭、乌沙等到乡镇。其基本特征为：地形平缓，质地中壤，耕层厚度20cm左右，水源充足，灌排畅通，有稳定的保证，无障碍因素。土壤容重1.06g/cm3，CEC14.78cmol/kg，有机质平均含量28.92g/kg，全氮2.00g/kg，有效磷14.29mg/kg，速效钾100.73mg/kg，有效锌含量丰富，有效硼极缺。

二级地主要分布在涓桥、殷汇、观前等沿湖低丘黄红壤水稻土粮油渔区。其基本特征为：地貌类型以岗地为主，土壤轻度侵蚀，灌溉与排涝能力一般，耕层厚度16.3cm左右，土壤容重1.24g/cm3，CEC17.43cmol/kg，有机质平均含量28.64g/kg，有效磷13.55mg/kg，速效钾80.75mg/kg，pH值5.71，有效锌含量丰富，有效硼极缺。

三级地主要分布在马牙、墩上、茅坦、殷汇、牛头山、江口、高坦以及乌沙、晏塘、阮桥、木闸、高岭等乡镇的部分地区。其基本特征为：地貌类型以丘陵为主，质地轻粘，土壤中度侵蚀，灌溉与排涝能力较弱，耕层厚度11.7cm左右，土壤容重1.25g/cm3，CEC13.20cmol/kg，有机质平均含量29.20g/kg，有效磷12.70mg/kg，速效钾68.09mg/kg，pH值5.49，有效锌含量丰富，有效硼极缺。

四级地主要分布在里山、殷汇、茅坦、晏塘等乡镇。其基本特征为：地貌类型以丘陵为主，土壤中度侵蚀，灌溉与排涝能力较弱，耕层厚度14.1cm左右，土壤容重1.23g/cm3，CEC13.63cmol/kg，有机质平均含量25.40g/kg，有效磷11.07mg/kg，速效钾64.68mg/kg，pH值5.42，有效锌含量中等，有效硼缺。

五级地主要分布在唐田、牌楼、高坦、梅村、梅街、解放等乡镇。其基本特征为：地貌类型以山地为主，土壤中度侵蚀，灌溉与排涝能力较弱，耕层厚度12.67cm左右，土壤容重1.20g/cm3，CEC13.03cmol/kg，有机质平均含量11.33g/kg，有效磷5.88mg/kg，速效钾40.29mg/kg，pH值4.63，有效锌含量低，有效硼很低。

六级地主要集中在棠溪、刘街两乡镇。其基本特征为：地貌类型以山地为主，土壤重度侵蚀，灌溉与排涝能力弱，耕层厚度2.95cm左右，有机质平均含量5.51g/kg，有效磷2.87mg/kg，速效钾16.93mg/kg，pH值3.98，有效锌、有效硼含量极低。

3 结论与讨论

通过利用和发挥GIS强大的数据处理和分析功能，实现了数据、资料的统一规范管理，提高了工作效率和准确度，具有明显优势。

第8篇：土壤侵蚀概念范文

【关键词】森林景观；生态采伐规划；原理；方法

景观生态学是一个比较大的研究领域，该领域是由许多不同的生态系统构成一个整体空间结构、互动，协调功能的动态变化一个新的分支。目前景观生态学是各行各业以前所未有的速度被接受并流行，成为一个研究生态、资源、环境等各方面的一个热点，它关注人类活动对景观过程及格局的影响，在生态系统和景观退化与景观生态重也是一个研究热点。景观生态学理论可以恢复退化的生态系统，恢复各种因素，具有空间配置合适，从而达到恢复退化生态系统的目的；退化生态系统的恢复要通过景观结构的空间格局来恢复，使得恢复工作顺利达到要求。景观生态学的核心概念与生态系统退化的森林恢复的相互作用密切相关。

一、森林景观生态采伐规划目标

1、森林景观的生态完整性

森林的健康和生态的完整性是用来描述生态系统管理的通用指标。在景观水平上的生态完整性，这主要表现在生产力、生物多样性、水和土壤的自然条件下，保持天然森林景观，假如没有人为的干扰，景观生产力水平明显降低，植物和动物物种的局部降低或减少土壤侵蚀的发生，或者养分流失，水资源量及其季节分布与水质的变化，可以考虑降低生态完整性。

2、森林景观的年龄结构

森林景观由不同林分结构组成，森林干扰历史在不同的林分是不同的，理想的景观是不同年龄林分年龄结构不同的复合层，一般在平衡区的各个阶段。许多动物和生存森林的树木和断枝是密切相关的，但枯死的木材来自两个过程：一个是树木间竞争，另一个是自然衰老死亡之前，树木径级是非常小的，在的动物生存之间的关系也是很小的，一个大直径的树木对动物生存的意义。在中国的许多天然林区，由于超常规的采伐量，导致年龄分布严重失衡，尤其表现在：成、过熟林的比例太少或全面缺乏。其主要原因是：人们总是根据一些成熟的树种来确定采伐年龄，但数量成熟龄比森林自然寿命低得多。其结果森林景观伐后年龄结构以原始森林状态发生较大的变化相比，导致古老的森林结构损伤，导致森林景观的破坏，从而不利于古老的森林物种的生存，使景观的完整性降低。

二、森林景观生态采伐原则

1、确定采伐方式

过度采伐森林是一个复杂的异龄林层，生态公益林和商品林应基于选择性择伐，可在特殊情况下使用的小面积皆伐。

2、采伐木的确定

根据现场条件确定树的种类和大小的选择，决定择伐树种和径级的种类。保留的是低径级的，定为应伐木的是高于该径级的。根据计划，每公顷保留1―2株老林木的大径级，在某些地区考虑保留了老龄木材树种搭配的问题，可以把它们看成一个自然的更新种源，并提供野生动物和微生物的重要栖息地。永久保留一定数量的具有不同的衰减过程及分布密度的立杆倒木，以满足对这个特殊的栖息地要求，以维持采伐迹地的生产力和生物多样性保护的目的。陡峭的斜坡和岩石采伐后难恢复或容易引起大面积水土流失，应该被禁止。

3、保护土壤，减少保留木损伤

为了减少迹地植被和土壤表层被破坏，减少土壤板结，土壤侵蚀。灌木的伤害。集材技术应选择考虑畜力和小型机械或架空索道，大型集材机械基本上被消除。

4、伐区清理应考虑维持剩余物多样性及地力的平衡

采伐剩余物的清洗方法有带腐法、堆肥方法、火烧法、扩展方法和不清理任其自然衰减法。堆肥选择性采伐的土壤，用明确的腐病的方法，并沿轮廓的设计，可以减少水土流失。

5、珍稀植物保护

国家和省级森林管理区（自治区，直辖市）出台的珍稀濒危植物，在生态公益林管理框架下，应该重点培育、保护与促进。本地稀有物种和濒危物种，应补种在合适的地点。确保稀有物种的原生和濒危物种的遗传潜力。

6、扩大混交林

要改善和保护天然林的物种多样性。可以通过应伐木的选择及更新两个方面增加树种多样性。该技术可以保留落叶而种植的针叶林。封山育林，创建一个“人天”的混交林。

三、结论

组成和结构功能决定了森林景观的功能，森林景观功能的变化是由森林景观动态决定。重新发展计划设计一个特定的生态系统的结构，对于如何全面认识生态系统的结构，我们需要充分认识生态系统动态和功能，景观生态功能和动态的中心内容是：有些人认为景观生态是人类生态学的一个分支，它不同于传统的生态学，考虑人类活动和文化的影响，结合自然科学和社会科学，景观尺度水平的大型生态效应与区域的桥梁，在下面的生态系统尺度全球宏观生态变化。

由此我们得出，景观生态学是一个新的概念框架，随着计算机技术的发展及GIS技术的应用，它具有森林可持续经营的研究和实践中，对森林可持续经营有着深远的意义。

参考文献

[1]舒清态.东北过伐林区森林景观生态采伐规划理论与技术研究[J].北京林业大学，2006年 .

[2]汪振.青石冈国有林场森林生态系统经营现状与对策研究[J].现代农业科技，2011（13）.

第9篇：土壤侵蚀概念范文

[关键词]水土保持 生态修复 退化生态系统 技术方法

中图分类号：F911 文献标识码：A 文章编号：1009-914X（2015）19-0197-01

前言

水土流失是我国的头号环境问题。 据全国第二次遥感普查数据显示，我国有水土流失面积 356 万 km2，占国土面积的 37 %， 目前风蚀沙化面积每年仍以 2460万 km2的速度在扩大，此外，每年因生产建设还将造成 1 万 km2新的水土流失面积，因此，我国水土保持工作任务繁重。据分析，若依靠现有国力和传统治理措施， 将全国水土流失面积初步治理一遍，需要近半个世纪时间，而且需要数千亿元资金。水利部提出了“加强封育保护，充分发挥生态自我修复能力，加快水土流失防治步伐”的水土流失防治新思路， 这是水土保持生态建设领域的一次重大战略调整。

1.水土保持生态修复的概念

水利部生态修复规划给出的定义是：水土保持生态修复是指在水土流失区，通过一定的人工辅助措施，促使自然界本身固有的再生能力得以最大限度地发挥，促进植被的持续生长和演替，保护和改善受损生态系统的功能，加快水土流失防治的步伐，建立和维系与自然条件相适应、经济社会可持续发展相协调并良性发展的生态系统。

学者和研究人员从不同的角度对水土保持生态修复的概念进行了探讨，杨爱民等认为水土保持生态修复有广义和狭义之分。其中，广义水土保持生态修复是指在特定的土壤侵蚀地区，通过解除生态系统所受的超负荷压力，根据生态学原理，依靠生态系统本身的自组织和自调控能力，使部分或完全受损的生态系统恢复到相对健康的状态；而狭义水土保持生态修复是指在特定的土壤侵蚀地区，通过解除生态系统所受的超负荷压力，根据生态学原理，依靠生态系统本身的自组织和自调控能力，或辅以外界人工调控能力，使部分或完全受损的生态系统恢复到相对健康的状态。这里对狭义水土保持生态修复的理解和水利部生态修复规划的定义是基本一致的。

2.水土保持生态修复的特点

传统的小流域治理主要是修梯田、筑拦砂坝、种树种草，合理配置林地、草地、牧场和农田，建立农林牧结合的生产体系，提高水土流失治理效益的行为。生态修复则是针对整个生态系统的，其突破了小流域综合治理保水、保土和保肥（主要指氮、磷、钾）的目标，把对构成生态系统的若干重要元素的治理扩大到对生态系统的全面保护、修复乃至重建。水土保持生态修复的主要做法概括起来是：封山禁牧或轮封轮牧，实行舍饲养畜；退耕还林（草）， 25b以上斜坡坚决实施退耕；部分水土流失特别严重地区可实行生态移民，促进地方生态环境恢复；封、管、治、调相结合，即对封育区加强管理，部分地块辅以适当的水土保持工程治理，调整产业结构使封育区人民的生活不受影响并有所提高。

2.1 封育保护是水土保持生态修复的主要手段

水土保持生态修复主要是通过解除生态系统超负荷的压力，依靠自然的再生和调控能力，促进植被的恢复和水土流失治理，因此封山禁牧、舍饲养畜，停止人为干扰是它的重要手段之一，禁封是它的核心。大量的实践表明，通过禁封治理，林草覆盖率可以得到提高，土壤侵蚀模数明显降低，水土流失能得到有效遏制，当地的生态环境可以显著改善。

2.2 水土保持生态修复适宜地区的选择是有条件的，不同

地区的适宜程度和生态修复的难度差异很大。这些条件主要表现在：人口密度，人口越少，土地承载力越小越适宜；年降雨量，一般认为年降雨量至少要在300 mm以上；土层厚度最好不少10 cm，能够保障耐旱、耐贫瘠草、灌的生长；水土流失虽然严重，但还不至于寸草不生；林草覆盖度应大于10%；人均基本农田应多于0. 03 hm2；没有严重的滑坡、崩塌和泥石流发生等等。理论上讲凡是对土地没有高效高产要求、不是寸草不生的区域均可实施水土保持生态修复，但修复的适宜程度和难度将有很大的差别。

2.3 水土保持生态修复周期比较长

植被的生长需要一定的时间，相对于工程措施，生态修复需要较长的时间，它的效益一般要在3～5年后才会缓慢发挥出来。它不像坡改梯和小型水保工程那样，当年实施，当年就见效；也不像经果林那样， 3～5年即可大见成效。当地的自然条件不同，植被恢复的速度会有所不同，一般来说水土保持生态修复成功是缓慢的，完善功能的发挥则需要更长的时间。

3.水土保持生态修复的类型及相关技术

3.1 自然退化生态系统修复技术

根据不同自然因素导致的生态退化，应因地制宜的治理。例如盐碱地可采取以稻治碱、种碱茅、植柽柳、挖沟排涝、施用化学制剂等方法。通过围栏封育，浅翻、深松、挖沟。水资源较好的地方，还可以修建水利工程、引地表水或打井进行节水灌溉。实行全年或季节性禁牧、舍饲或半舍饲等配套措施，形成有利恢复植被的综合环境，划分若干区块进行修复。

3.2 过度垦殖、樵采生态系统修复技术

可实行坡地生态脆弱带退耕还林（灌、草）与修筑梯田相结合的技术。按照国家退耕还林（草）有关政策方针，25°以上的坡耕地一律严格退耕发展生态林草；严格限制开垦农田，封山育林育草，保护生态植被，15°以下的坡地，按照近村、近水、近路的原则，实施坡改梯，进行水土保持耕作，保证人均基本农田，以此确保粮食安全与提高水土保持安全意识。可采取少施化肥，增施农家肥料；种植绿肥植物，增加固氮作物品种；实行轮作、套作，间种、混种相结合的种植方法。减少化学防治，增加生物防治对退化耕地进行生态修复。

对于因樵采导致退化的林地、草地等生态系统的生态修复，可实行封山育林，封禁时间的长短因生态系统类型、受损程度、气候等因素的不同而不同，一般来说，乔木林为 8 年以上、灌木林 5年以上、草地生态系统为 3 年以上。在封禁的基础上，补种树种、草种，同时改变薪柴能源利用方式与生活能源结构。在农户家庭中大力推广节柴灶，提高能源利用率。

对不同的经济发展地区， 可依照自然资源程度和技术程度，鼓励发展沼气、太阳能、风能、地热能等新能源，推广“以沼代薪”“以电代薪”“以气代薪”等新技术。

3.3 沿河生态修复技术

生态修复手段最重要的是减轻或解除导致河流生态系统退化的驱动力，让河流休养生息，可人为的创造河流形态多样性，通过恢复河流纵向连续性和横向连通性，尽可能多的保持河流弯曲度。构建主河槽和护堤地在内的复合断面形态，设置必要的马道，有条件的地方，可实行季节性河道。在需要护岸的地段，宜采用鱼巢、生态混凝土等岸坡防护结构，充分利用乱石、木桩、芦苇、柳树、水葱等天然材料与植物护坡。在避免河流岸坡的硬质化的同时，使河流生态环境恢复多样性，还有助于增加水生植物群落和生物群落的种类。可在河流两岸种植生物隔离带，既防治了面源污染，又为河流水生生物增加了营养源。通过工程结构使河流的生态系统冲击最小化，争取对水流的流量、流速、冲淤平衡、环境外观等影响最小，为动物栖息及植物生长创造多样性的生活空间。

3.4 经济林过度开发生态修复技术

通过建立立体开发、循环利用经济的方式。实行粮果、林果的立体间套种植，利用山地自然坡度进行开发。实行土地轮作化来提高土地利用率、产出率和物质转化率。模拟生态系统中的食物链结构，建立循环经济型模式， 实行物质和能量的良性循环和多级利用。利用产业链间组合效应，走种、养、加一条龙，贸、工、农一体化的发展路子， 探索建立水土保持型生态村、生态沟、生态小流域建设模式。

参考文献

[1] 闫丽娟.天时、地利、人和促进水土保持生态修复[N].中国水利报，2004-09-25.