不同植被措施下排土场边坡细沟发育时空特征*

崔志强，王文龙，郭明明，康宏亮，李建明，白 芸，郭文召

不同植被措施下排土场边坡细沟发育时空特征*

崔志强1，2，王文龙1，3†，郭明明3，康宏亮3，李建明2，白 芸4，郭文召3

（1. 中国科学院水利部水土保持研究所，陕西杨凌 712100；2. 中国科学院大学，北京 100049；3. 西北农林科技大学水土保持研究所，黄土高原土壤侵蚀与旱地农业国家重点实验室，陕西杨凌 712100；4. 榆林学院生命科学学院，陕西榆林 719000）

为明确不同恢复年限植被措施对煤矿排土场边坡水土流失的防治效应，采用样方调查法，以内蒙古准格尔旗永利煤矿矿区排土场边坡为研究对象，以裸露边坡（CK）为对照，研究不同恢复年限（1 a、3 a、5 a）的沙柳方格+沙棘+沙打旺（SHA）和沙柳方格+沙打旺（SA）2种措施对细沟发育的影响。结果表明：（1）1a时CK、 SHA与SA措施细沟宽度均集中分布在4～8 cm，细沟深度均集中分布在2～4 cm；3 a时CK、 SHA与SA措施细沟宽度则集中分布在4～8 cm、8～12 cm、4～8 cm，细沟深度均集中分布在4～6 cm；5 a时CK与SHA措施细沟宽度均集中分布在8～12 cm，而细沟深度则集中分布在4～6 cm和8～14 cm；（2）CK（1～5 a）、SHA措施（1～5 a）和SA措施（1～3 a）的细沟平均宽分别为7.57～11.35 cm、7.58～13.31 cm和5.57～6.14 cm，细沟平均深分别为3.38～6.23 cm、4.19～10.34 cm、2.59～4.24 cm，三者的细沟平均宽深比分别为2.39、2.12和2.05，平均细沟密度分别为1.52～5.25 m·m–2、1.42～1.68 m·m–2和1.88～2.25 m·m–2；（3）1 a时CK、SHA和SA措施的细沟宽深比随坡长变化幅度较大，随着恢复年限增加，宽深比则呈下降趋势，CK、SHA措施和SA措施的细沟密度和细沟侵蚀量均随坡长增加呈增大趋势；（4）与CK相比，1 a时SHA和SA措施边坡细沟侵蚀模数分别减小25.0%和25.86%，两种措施减蚀效果差别不大，而3 a时则分别减小了61.73%和35.31%，SHA措施减蚀效果显著增强。研究结果可以为矿区排土场边坡的植被合理布设提供科学依据与理论指导。

排土场边坡；细沟侵蚀；植被措施；细沟形态；恢复年限

内蒙古永利煤矿的开采在给当地创造经济效益的同时，也对项目区及周边生态环境产生了巨大的破坏[1-2]。其中，矿区排土场作为人工堆垫地貌，具有结构松散，稳定性差的特点，其坡面可蚀性为自然坡面的10倍～100倍，侵蚀速率为撂荒地的43.6倍～239.2倍[3]。排土场边坡的水土流失规律有别于一般意义上的坡耕地和原始地貌[4]，具有水土流失强烈、侵蚀类型多样、侵蚀过程复杂多变等特点[5-6]。

矿区生态环境问题已经引起了学者们的高度重视，对于矿区生态修复问题，张志权等[7]指出植被恢复是矿区生态修复的必要前提，矿区植被恢复研究对促进矿区生态经济协调发展意义重大[8]。自然状态下植被恢复，存在演替历时长、过程复杂的特点[9]，单纯依靠土壤与植被的自然生长不能适应矿区排土场边坡生态恢复的实际需要。郭建英等[10]指出通过采用合理的人工植被措施布设，能够有效降低排土场边坡的土壤侵蚀，实现更好的水土流失防治。同时在植被措施布设恢复初期，不合理的植被措施会对边坡造成强扰动，导致对应措施的排土场边坡侵蚀量大于裸露地[11]。因此，在受损矿区生态恢复阶段，对于植被措施类型的选取，以及对不同植被措施所对应细沟发育状况的研究就显得十分必要。Vogel[12]通过对美国东部矿区边坡复垦进行研究得出了羊茅、鸭茅、小糠草等草本植物是矿区边坡复垦的优良植被。杨汉宏等[13]通过研究黑岱沟煤矿雨季内38次降雨边坡侵蚀情况，则进一步指出了灌草结合的综合植被配置能够有效控制排土场坡面侵蚀；杨波等[14]通过人为模拟放水冲刷实验也指出恢复年限4a的排土场边坡直、须根系混合搭配时的减水减沙效益高于单一根系；不同植被措施与根系结构在减蚀效果方面有显著差别[15-16]。

目前针对植被恢复对煤矿排土场边坡侵蚀防治的研究主要集中在特定时间的某一空间尺度上减水减沙效益的研究，在时间尺度上一般是在一个降雨季节内进行连续观测[10]或者如苏涛等[17]揭示植被对砒砂岩边坡的减蚀效应，主要是利用模拟冲刷实验来说明。对于现实中野外植被恢复边坡细沟发育的空间分布特征，以及在较长时间尺度上不同恢复时期内植被发挥减蚀效益的变化过程研究还十分薄弱。因此，本文以内蒙古准格尔旗永利露天煤矿周边排土场边坡为研究对象，对不同恢复年限（1 a、3 a、5 a）的3种典型排土场边坡（裸坡、沙柳方格+沙打旺措施、沙柳方格+沙打旺+沙棘措施）细沟发育的空间特征进行了研究，以期为排土场边坡合理布设水土保持措施提供重要的科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

试验地点位于内蒙古自治区鄂尔多斯市准格尔旗永利煤矿排土场（39°41′52″N，110°17′2″E），排土场形成时间为2009—2013年。当地气候为温带大陆性气候，年均气温为6.2～7.2℃，年平均降雨量在379～420 mm 之间，雨季集中在 7—9 月份，且以暴雨居多，占年降雨总量的80%以上，年蒸发量为2 100～2 700 mm，气候条件恶劣。地形为典型的丘陵沟壑地貌，当地海拔高度在1 375～1 400 m之间。当地土壤为栗钙土，孔隙度较大，透水性好，属于轻砂壤土，成土母质为砒砂岩，砒砂岩结构性差，易发生风蚀和重力侵蚀。自然植被主要为灌木与半灌木，夹杂少量乔木。该区域主要植被分布群系为百里香（）、本氏针茅（Linn）、达乌里胡枝子（）等。区域内植被覆盖度低，在人为扰动影响下，春季以风蚀为主，夏季风蚀水蚀交替发生，水土流失严重。

1.2 样地布设及方法

通过采用实地调查法，调查了该矿区排土场的形成时间，坡长、坡度等一系列坡面参数以及边坡植被恢复措施。基于调查结果的统计和分析，最终选取了1 a、3 a、5 a恢复年限的裸坡（坡面无天然恢复植被）（图1a）和沙柳方格（Vegetation slope with）+沙棘（）+沙打旺（）措施边坡（图1b），以及恢复1 a、3 a的沙柳方格+沙打旺措施边坡（图1c）。这两种边坡措施植被主要施工技术指标如下：

（1）沙柳方格+沙棘+沙打旺措施（SHA措施）：在沙柳方格措施与播撒沙打旺草种措施一次完工后（规格同上），采用人工缝植的方式种植1 a生沙棘苗，株行距为1.0 m×2.5 m。调查期间无引起边坡侵蚀的降雨过程发生。

（2）沙柳方格+沙打旺措施（SA措施）：在坡面上呈菱形（长对角线长5 m，短对角线长3 m）排列，将长度为35 cm 左右的沙柳条垂直插入坡面20 cm左右。在此基础上，人工撒播沙打旺草种15 kg·hm–2。

选好样地后，在每个样地内随机选择3个斜坡长度为16 m、宽度为3 m的样方。从坡顶至坡脚，每隔2 m将样方划分为若干段，并按顺序依次分别标记为1，2，…，L（=8），并将每个测量坡段的中间位置作为测量断面，用测尺法按照从左到右的顺序依次测定第条细沟的沟长（l），顶宽（w），底宽（w），沟深（d）；未通过坡段中线的细沟忽略不计（图2）。在每个坡段内随机选取3点，采集约1 kg表层土壤，土样自然风干后采用四分法将土样进一步磨碎，之后对土粒进行分散和去有机质处理，最后利用 MS 2000 型激光粒度仪测定土壤各粒级的体积百分比（国际制），各样地机械组成如表1所示。

注：CK、SHA、SA分别表示裸坡、沙柳方格+沙棘+沙打旺边坡、沙柳方格+沙打旺边坡 Note：CK，SHA and SA represent Bare slope，Vegetation slope with Salix cheilophila，Hippophaerhamnoides Linn. and Astragalus adsurgens Pall slope andVegetation slope with Salix heilophila and Astragalus adsurgens Pall slope respectively.

图2 细沟测量方法简图

表1 样地概况

1.3 细沟参数描述

（1）细沟密度（）：单位面积上所有细沟的长度之和。计算式为：

式中，为细沟密度，m·m–2；为研究区域坡面面积，m2；为测量坡段数；为每个断面的细沟总条数；l为第个断面第条细沟长度，m。

（2）细沟侵蚀量（）与细沟侵蚀模数（）计算式为：

式中，S为第个测量坡段的细沟侵蚀量，kg；w、w、l、d为对应测量坡段第条细沟的顶宽、底宽、长、深，m；γ为土壤密度，kg·m–3；为测量坡面的细沟侵蚀模数，kg·m–2·a–1；为恢复年限，a。

1.4 统计与分析

用SPSS 9.0进行数据处理与统计分析，Origin 2017进行数据绘图。

2 结果

2.1 不同植被措施对边坡细沟宽、深的影响

不同植被措施（CK、SHA、SA）下细沟边坡细沟宽分布如图3。恢复年限1 a时，CK、SA的沟宽分布趋势接近，均集中分布在4～12 cm，其分布频率分别为87.49%和95.83%，而SHA的沟宽则主要分布在4～8 cm，其分布频率为87.50%。3 a时，CK的沟宽在4～8 cm、8～12 cm、16～25 cm处的分布频率分别为37.50%、25.0%、25.0%，SHA的沟宽集中分布在8～12 cm，其分布频率分别为62.50%，而SA的沟宽则集中分布在4～8 cm，其分布频率为87.50%；5 a时，CK的沟宽均大于8 cm，其中8～12 cm宽度的细沟分布频率达50.0%，而SHA措施8～12 cm宽度细沟分布频率则为62.50%。

对同一措施而言，CK在1 a和3 a时，沟宽以4～8 cm为主，5a时沟宽则集中分布在8～12 cm；SHA措施在1 a时沟宽集中分布在4～8 cm，恢复至3 a和5 a时沟宽则以8～12 cm为主；SA措施在1 a和3 a时，沟宽均集中分布在4～8 cm。1 a时，CK、SHA、SA细沟宽度均小于16 cm；3 a时，CK、SHA、SA措施16～25 cm宽度的细沟分布频率分别为25.0%、8.33%、0；5 a时CK与SHA在16～25 cm处的分布频率分别为25.0%和12.50%。

图3 不同植被措施边坡细沟沟宽的分布

图4表示不同措施边坡（CK、SHA、SA）沟深分布情况，恢复1 a时，CK与SA措施的沟深均集中分布在2～4 cm，其频率分别为62.50%和79.17%；SHA的沟深在2～4 cm、4～6 cm、6～8 cm处分布较平均，其分布频率分别为37.50%、33.33%、20.83%。恢复3 a时，CK的沟深在8～14 cm处分布频率为37.50%；SHA和SA的沟深均集中在4～6 cm处，其频率分别为50.0%和54.17%。恢复年限为5 a时，CK的沟深集中分布在8～14 cm处，其频率可达87.50%，SHA措施则有62.50%的细沟深度分布在4～6 cm。

对于同一措施而言，CK在1 a时沟深集中分布在2～4 cm，3 a时则在各深度处分布均较均匀，5 a时集中分布在8～14 cm。1 a时SHA措施细沟深在2～4 cm、4～6 cm、6～8 cm处分布较平均，3 a和5 a时均集中分布在4～6 cm。1 a时SA措施的沟深集中分布在2～4 cm，3 a时集中分布在4～6 cm。CK和SHA措施在1 a、3 a、5 a时沟深为8～14 cm的分布频率分别为0、37.50%、87.50%和8.33%、4.17%、12.50%；SA措施仅在恢复3 a时细沟深发育至8～14 cm，且其分布频率仅达到4.17%，这表明SA措施能更好减缓细沟下切程度。

图4 不同植被措施边坡细沟沟深的分布

不同植被措施边坡平均细沟宽度和深度见表2。恢复1 a时，CK、SHA、SA三种措施的平均沟宽分别为7.57、7.58、6.14 cm，SHA措施较CK增加了0.39%，SA措施较CK下降了18.89%。恢复3 a时，CK、SHA、SA三种措施的平均沟宽分别为10.91、9.26、5.57 cm，SHA与SA措施较CK分别下降了15.12%和48.95%。恢复5 a时，CK、SHA两种措施下的平均沟宽分别为11.35、13.31cm。SHA措施较CK增大了17.27%。CK与SHA措施下的细沟平均沟宽均随恢复年限增大而增大，而恢复3 a的 SA措施细沟平均沟宽则较1 a时减小9.28%。

对于沟深而言，恢复1 a时，CK、SHA、SA三种措施下的平均沟深分别为3.38、5.13、2.59 cm，SHA措施的平均沟深较CK增加了51.77%，而SA措施的平均沟深较CK减少了23.37%。恢复3 a时，CK、SHA、SA三种措施下的平均沟深分别为6.23、4.19、4.24 cm，SHA和SA措施的平均沟深较CK分别下降了32.74%和31.94%。5 a时SHA措施的平均沟深较CK增大了1.11倍。

表2 不同植被措施边坡细沟形态基本特征

2.2 不同植被措施对边坡细沟宽深比及细沟密度的影响

图5表示细沟宽深比随坡长的变化情况。恢复1 a时，CK、SHA措施和SA措施的细沟宽深比变化分别为1.38～4.18、1.07～2.57和1.72～4.66；恢复3 a时，CK与SHA、SA措施下，细沟宽深比随坡长变化整体呈下降趋势，三者的变化分别为1.17～2.74、1.55～4.15、1.11～2.31；恢复5 a时，CK的细沟宽深比变化范围在0.98～1.96之间，SHA措施下细沟宽深比随坡长呈先骤降后缓慢波动的趋势，变化范围在1.36～5.28之间。1 a时CK与SHA、SA措施的细沟宽深比随坡长变化幅度较大，随恢复年限增加，整体上，三者的细沟宽深比均随坡长的增加呈下降趋势。由表2可知，恢复1 a时，CK与SHA、SA措施的平均细沟宽深比分别为2.48、1.69、2.68，SHA措施的平均细沟宽深比较CK减小31.85%，SA措施平均细沟宽深比则较CK增大8.06%；3a时，SHA措施的平均细沟宽深比较CK增大30.73%，SA措施平均细沟宽深比则较CK减小25.52%；5a时，SHA措施细沟宽深比较CK减小22.66%。

图6表示不同措施边坡细沟密度随坡长的变化特征。整体上CK、SHA和SA措施的细沟密度随坡长增加呈现出波动式的上升趋势，恢复1 a时，CK、SHA和SA措施的细沟密度随坡长变化分别为0.49～3.09、0.68～1.84和0.71～3.75 m·m–2，恢复3 a时，三者的细沟密度随坡长变化分别为0.65～1.75、0.95～2.03和0.50～3.29 m·m–2，恢复5 a时，CK和SHA措施的细沟密度随坡长变化分别为4.40～6.40 m·m–2和1.50～2.85 m·m–2。由表2可知，恢复1 a时，CK与SHA、SA措施下的平均细沟密度分别为1.88、1.42、2.25 m·m–2，SHA措施的细沟密度较CK减小22.34%，SA措施的细沟密度较CK增大19.68%；恢复3 a时SHA与SA措施的平均细沟密度较CK分别增大1.32%和21.05%；恢复5 a时，SHA的细沟密度较CK减小68.19%。与CK相比，SHA措施的平均细沟密度随恢复年限增加，增大趋势更为缓慢。

图5 不同植被措施边坡细沟宽深比随坡长的变化特征

图 6 不同植被措施边坡细沟密度随坡长的变化特征

2.3 不同植被措施对边坡细沟侵蚀量及侵蚀模数的影响

各措施边坡细沟侵蚀量随坡长的变化如图7 a、图7b、图7c所示。整体上，CK、SHA和SA措施的细沟侵蚀量随坡长增加而增大，恢复1 a时，SHA与SA措施上坡段（2～9 m）细沟侵蚀量大于CK，CK在距坡顶13 m处的细沟侵蚀量达到最大值44.30 kg，SHA与SA措施最大细沟侵蚀量较CK分别下降48.71%和41.31%。恢复3 a时，距坡顶8 m处，SA措施细沟侵蚀量大于CK，8 m之后SA措施侵蚀量则小于CK；SHA措施细沟侵蚀量始终小于CK；CK细沟侵蚀量随坡长始终呈上升趋势，最大值为176.46 kg（距坡顶15 m处），SHA与SA措施最大细沟侵蚀量较CK分别下降了72.84%和52.13%。恢复5 a时，SHA措施在各个坡段细沟侵蚀量远小于CK，且随着坡长的增加二者细沟侵蚀量之间的差距越大。如图7 d所示，恢复1 a时，CK与SHA、SA条件下对应细沟侵蚀模数分别为3.48、2.58、2.61 kg·m–2·a–1，SHA与SA措施细沟侵蚀模数相差仅0.03 kg·m–2·a–1。恢复3 a时，CK、SHA、SA措施细沟侵蚀模数分别为4.05、1.55、2.62 kg·m–2·a–1，SHA与SA措施较CK的侵蚀模数分别下降了61.73%和35.31%，其中SHA措施细沟侵蚀模数下降更明显。恢复5 a时，CK与SHA条件下对应细沟侵蚀模数分别为19.55 kg·m–2·a–1和1.74 kg·m–2·a–1，CK条件下细沟侵蚀模数为SHA条件下的11.24倍。CK细沟侵蚀模数随恢复年限增加而增大，而恢复3 a的 SHA措施细沟侵蚀模数较1 a时下降39.92%，恢复3 a的SA措施细沟侵蚀模数较1 a下降0.38%。

图 7 不同植被措施下边坡细沟侵蚀量和侵蚀模数

3 讨 论

3.1 细沟宽度与深度的坡面分异特征

本研究各恢复年限CK与SHA措施的排土场边坡的细沟宽度集中分布在4～12 cm，1 a、3 a时，SA措施的细沟宽度集中分布在4～8 cm，与苏嫄等[18]、毛晶晶和汪光胜[19]指出各类常见土地类型的细沟宽度一般小于15 cm的结论基本一致。随着恢复时间的增加，SHA措施大部分细沟沟宽由4～8 cm逐渐发育至8～12 cm；而SA措施坡面大部分细沟沟宽始终集中分布在4～8 cm，这表明随恢复年限增加，SHA措施边坡细沟宽度随恢复年限增加呈增大趋势，而SA措施的细沟宽度随恢复年限增大变化不明显。1 a时，CK、SHA、SA在16～25 cm处均无细沟分布；3 a时，CK、SHA、SA在16～25 cm沟宽处的分布频率分别为25.0%、8.33%、0；5 a时CK与SHA在16～25 cm沟宽处的分布频率分别为25.0%、12.50%。同一恢复时间，SHA与SA措施在16～25 cm沟宽处的分布频率均小于CK，这表明植被措施能够抑制细沟宽度向16 cm以上发育。此外，3 a时SHA和SA坡面16～25 cm沟宽处的细沟分布频率分别为8.33%和0，这表明恢复3 a的SA措施对于沟宽发育有更好的抑制作用；结合CK、SHA、SA三种措施的平均沟宽，1 a时SHA的平均沟宽较CK增加了0.39%，而SA平均沟宽较CK下降18.89%；3 a时，SHA与SA的平均沟宽较CK分别下降15.12%和48.95%，说明SA措施对于沟宽发育有更好的抑制作用，恢复3 a后沙棘对细沟的抑制效应才逐渐凸显。

就沟深而言，CK和SHA措施在1 a、3 a、5 a时沟深为8～14 cm的分布频率分别为0、37.50%、87.50%和29.2%、16.7%、12.50%；SA在1 a、3 a时沟深为8～14 cm的分布频率分别为8.30%、4.17%。恢复1 a时，SHA的平均沟深较CK增加51.77%，而SA的平均沟深则较CK减少了23.37%；3 a时，SHA和SA措施的平均沟深较CK分别下降32.74%和31.94%。5 a时SHA的平均沟深较CK增大1.11倍。这表明在控制水流下切方面SA措施较SHA措施效果更好，SHA措施甚至会加剧水流下切，但是对于深度在8 cm以上的细沟的产生也具有一定抑制作用。这是因为沙棘属于“复合型”直根系，其主根不发达，主要依靠侧根的“不断替代”形成较为发达的垂直根系，其72.36%的根系分布在0～40 cm表土层[20]，党晓宏等[21]还指出在砒砂岩地区沙棘根系的径粗与埋深呈反比，并且与距离植株中心距离也呈反比，调查过程发现较深的细沟主要分布在沙棘植株中心位置附近，此处沙棘根系较粗，对于水流有较强汇集作用，在一定程度上加剧了水流的下切，但同时沙棘侧根形成的密集层又抑制了8 cm以上较深细沟的发育。

3.2 细沟宽深比与细沟密度的坡面分布特征

细沟宽深比是反映细沟发育形态的重要指标，CK与SHA、SA措施的细沟宽深比随坡长增大整体上呈减小趋势，但具有较大波动性；这与裴冠博等[22]通过模拟放水试验得出的边坡细沟宽深比会随坡长增大而减小的结果基本一致，存在波动性的原因可能是排土场边坡存在一定的起伏沟槽，其阻隔了水流下渗，且自然状态下的边坡存在潜流，情况复杂，因此导致明显的波动。恢复3 a时，SHA措施细沟宽深比大于CK，SA措施下细沟宽深比则小于CK，结合SHA与SA措施的沟宽和沟深的发育特征，说明3 a时SHA措施会加速细沟下切至8 cm深度以内，SA措施对于细沟发育有更好抑制效果。

细沟密度是反映坡面破碎程度的重要指标。CK细沟密度会随恢复年限增加而增大，这与王万忠等[23]、陈同德等[24]研究成果基本一致。恢复1 a和5 a的SHA措施细沟密度较CK分别减小了22.34%和68.19%，而SA措施（1～3 a）细沟密度则较CK分别增大19.68%和21.05%，结合细沟沟宽和沟深特征，说明SA措施能更好地控制细沟的宽深发育，但是会明显增加细沟发育的数量，由上文可知，SHA措施由于沙棘根系的作用，会汇集水流，在一定程度上加剧细沟下切，但同时减少了新生细沟的出现，沙棘侧根形成的密集层有效阻止了水流的无规则溢散，有效控制了边坡细沟数量。3 a时SHA措施下细沟密度与CK较为接近，其原因可能是因为沙棘作为直根系植物，在1 a生长期内主要以主根生长为主，2～3 a生长期内以侧根生长为主，侧根在一定程度上破坏了边坡地表的形态[25]，导致细沟数量无明显的减小。整体上，恢复1 a、5 a时SHA措施细沟密度在各坡长均小于CK，3 a时在2～4 m、8～16 m坡长略大于CK，其余位置均小于CK，这也进一步证明SHA措施的沙棘侧根形成的密集层对细沟数量有较好的控制作用。

3.3 细沟侵蚀量与侵蚀模数的差异性

就侵蚀量而言，排土场边坡的细沟侵蚀量随坡长增加呈增大趋势，总体上，在坡段的11～16 m处SHA、SA措施下的细沟侵蚀量小于CK，距离坡顶越远，减蚀效果越明显，这可能是因为径流在经过植被根系与沙柳方格的阻碍作用后消耗了大量能量，导致挟沙能力下降。恢复1 a时，SHA、SA的细沟侵蚀模数分别为2.58、2.61 kg·m–2·a–1，SHA措施的侵蚀模数比SA措施减小了1.15%。结合细沟宽、深与密度特征，SHA措施一定程度上加剧水流下切，但是对于细沟数量有较好控制作用，1 a时在SHA与SA措施细沟数量均较少的情况下，SHA措施的减蚀效果与SA措施基本接近。恢复3 a时，SHA与SA措施较CK侵蚀模数分别下降61.73%和35.31%，SHA措施的减蚀效果更明显，进一步证明了SHA措施能够更好地控制细沟数量。恢复5 a时，CK条件下细沟侵蚀模数是SHA条件下的11.24倍，随着恢复年限的增长，SHA措施的减蚀作用更加明显。SA条件下3 a相较于1 a时侵蚀模数下降了0.38%，SA措施的侵蚀模数随恢复年限增大变化不大；SHA条件下3 a相较于1 a时侵蚀模数下降了39.92%，SHA措施的侵蚀模数随恢复年限增大降低明显，说明SHA措施在3 a时才开始较充分发挥减蚀作用，因此，本研究建议将SHA措施作为排土场边坡的主要植被恢复措施。

4 结 论

通过对内蒙古准格尔旗永利煤矿不同恢复年限（1 a、3 a、5 a）和不同植被措施的排土场边坡细沟发育特征进行研究，主要结论如下：SHA与SA措施主要在3 a时发挥作用，SHA与SA措施细沟宽度集中分布范围分别为8～12 cm和4～8 cm，沟深集中分布范围分别为4～6 cm和2～6 cm，SA措施在抑制细沟沟宽和沟深发育方面作用更显著；SHA和SA措施的平均细沟密度分别为1.42～1.68 m·m–2和1.88～2.25 m·m–2，SHA措施对于细沟数量的控制更加显著；两种植被措施在距离坡顶越远位置减蚀效果越明显，1 a时SHA措施的侵蚀模数较SA措施减小1.15%，随着恢复年限增加至3 a，SHA、SA条件下对应细沟侵蚀模数分别为1.55、2.62 kg·m–2·a–1，SHA措施减蚀效果更好。本研究结果可为煤矿排土场边坡植被的合理布设提供科学依据和理论支撑。

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Spatial and Temporal Characteristics of Rill Development on Slopes of Waste Dump of Mining as Affected by Revegetation Measures

CUI Zhiqiang1, 2, WANG Wenlong1, 3†, GUO Mingming3, KANG Hongliang3, LI Jianming2, BAI Yun4, GUO Wenzhao3

(1. Institute of Soil and Water Conservation, Chinese Academy of Sciences and Ministry of Water Resource, Yangling, Shaanxi 712100, China; 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3. State Key Laboratory of Soil Erosion and Dryland Farming on the Loess Plateau, Institute of Soil and Water Conservation, Northwest A＆F University, Yangling, Shaanxi 712100, China; 4. Life Science College, Yulin University, Yulin, Shaanxi 719000, China)

Slopes of coal mine dump are characterized by severity of soil erosion, diversity of erosion type and complexity of erosion processes. The law of soil erosion on the slopes is different from that on slopes of original landform in mining areas. In order to explore effects of revegetation controlling soil erosion on slopes of coal mine dumps, survey of a dumping site was carried out in the Yongli Coal Mining of Zhungeer Banner, Inner Mongolia.The survey, using the quadrat survey procedure, covered a bare slope as CK, and slopes revegetated in the pattern ofAnd(SHA) orand(SA), for a different time period of 1a, 3a or 5a, in an attempt to explore spatial and temporal effects of the revegetation on rill development on the slopes.Results show: (1) on all the slopes, the rills varied in the range of 4-8 cm in width and in the range of 2-4 cm in depth in the first year, on the slopes of CK, SHA and SH did in the range of 4-8 cm, 8-12 cm and 4-8 cm in width, respectively, and all in the range of 4-6 cm in depth in the third year, and on the slopes of CK and SHA, they did in the range of 8-12 cm in width and in the range of 4-6 cm and 8-14 cm in depth respectively; (2) Over the five years, the rills on Slopes CK, SHA and SA varied in the range of 7.57-11.35 cm, 7.58-13.31 cm and 5.57-6.14 cm, respectively, in mean width, in the range of 3.38-6.23 cm, 4.19-10.34 cm, and 2.59-4.24 cm, respectively in mean depth, and in the range of 1.52-5.25 m·m–2, 1.42-1.68 m·m–2and 1.88-2.25 m·m–2, respectively, in density; (3) For the first year, the rills in all the slopes increased with length of the slope in ratio of width and depth quite sharply, but with the time going on, they showed a decreasing trend in the ratio, while they varied in an increasing trend in rill density and rill erosion amount with length of the slope; and(4)Compared with CK, SHA and SA decreased the slope rill erosion modulus by 25.0% and 25.86%, respectively, showing little erosion controlling effect in the first year, but they did by 61.73% and 35.31% respectively, showing significantly enhanced erosion controlling effect.SHA and SA come to be effective only in the third year and on. The rills on Slopes SHA and SA varied in the range of 8 -12 cm and 4-8 cm, respectively, in width and in a range of 4-6 cm and 2-6 cm, respectively, in depth, which indicates SA is more effective in controlling development of rills, in terms of width and depth of rills. And the rills on Slopes SHA and SA varied in the range of 1.42-1.68 m·m–2and 1.88-2.25 m ·m–2, respectively, in density, which suggests that SHA is more effective in terms of number of rills per unit area. Both of the effects become more significant with increasing distance from the top of the slope. Erosion modulus was 1.15% lower in SHA than in SA in in the first year, and then came up to 1.55 kg·m–2·a–1and 2.62 kg·m–2·a-1, respectively, in the two, suggesting that SHA is more effective in controlling erosion. All the findings in this survey may serve as a scientific basis and theoretical guidance for rational revegetation of mine dump slopes.

Coal mine dump slope; Rill erosion; Revegetation measures; Rill form; Revegetation age

S157.1

A

10.11766/trxb201904240128

崔志强，王文龙，郭明明，康宏亮，李建明，白芸，郭文召. 不同植被措施下排土场边坡细沟发育时空特征[J]. 土壤学报，2020，57（5）：1155–1165.

CUI Zhiqiang，WANG Wenlong，GUO Mingming，KANG Hongliang，LI Jianming，BAI Yun，GUO Wenzhao. Spatial and Temporal Characteristics of Rill Development on Slopes of Waste Dump of Mining as Affected by Revegetation Measures[J]. Acta Pedologica Sinica，2020，57（5）：1155–1165.

* 国家自然科学基金项目（40771127，41701316，41761062）和国家重点研发计划（2016YFC0501604）资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China（Nos. 40771127，417701316，41761062）and the National Key Research and Development Program of China（No. 2016YFC0501604）

：王文龙，男，陕西大荔人，博士生导师，研究员，主要研究方向为土壤侵蚀与水土保持。E-mail：wlwang@nwsuaf.edu.cn

崔志强（1994—），男，山西吕梁人，博士研究生，研究方向为生产建设项目水土保持。E-mail：cuizhiqiang17@mails.ucas.edu.cn

2019–04–24；

2019–06–22；

优先数字出版日期（www.cnki.net）：2019–07–18

（责任编辑：檀满枝）