北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶花生種植模式對(duì)荒漠化的影響

齊麗，何振嘉

（1.陜西省土地工程建設(shè)集團(tuán)有限責(zé)任公司，西安 710075；2.陜西地建土地工程技術(shù)研究院有限責(zé)任公司，西安 710075）

荒漠化是指人類活動(dòng)、氣候變異等因素導(dǎo)致的土地退化，在全世界范圍內(nèi)廣泛發(fā)生，荒漠化是也是目前全球最嚴(yán)重的環(huán)境問題之一[1]。土地荒漠化會(huì)影響作物產(chǎn)量和土地可持續(xù)性，進(jìn)而影響人類的生存環(huán)境[2]。農(nóng)牧交錯(cuò)帶是我國遏止荒漠化、沙化東移南下的最后一道屏障，其中位于長城一線以北、草原東側(cè)和南側(cè)的北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶是我國重要的生態(tài)治理區(qū)域和北方地區(qū)重要的生態(tài)防線[3-4]。但伴隨著人為干預(yù)的不斷增多，人類對(duì)土地不合理的開墾以及放牧，導(dǎo)致農(nóng)牧交錯(cuò)帶不僅未發(fā)揮生態(tài)屏障的作用，反而成為了生態(tài)脆弱帶[5]。目前農(nóng)牧交錯(cuò)帶荒漠化問題對(duì)我國社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展已造成了一定的阻礙，引起了政府和科研人員的廣泛關(guān)注。

我國北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶位于半干旱和干旱氣候的交匯處，作為京津冀地區(qū)重要的水源涵養(yǎng)帶與中東部地區(qū)重要的生態(tài)安全屏障，對(duì)維護(hù)國家的生態(tài)安全具有重要作用[6]。遼北農(nóng)牧交錯(cuò)帶作為北方農(nóng)牧交錯(cuò)帶的重要組成部分，位于東北平原下沉區(qū)，是防止科爾沁沙地向南入侵華北平原、向東南入侵東北平原最重要的生態(tài)屏障[2]。該地區(qū)受降水量少、蒸發(fā)量大、氣候干旱及人為干擾等因素影響，區(qū)域內(nèi)的植被、地貌和水文條件等環(huán)境因素均發(fā)生了一系列的變化，進(jìn)而導(dǎo)致土地荒漠化日益嚴(yán)重，并且呈南侵及東南侵的態(tài)勢(shì)。研究表明，高植被覆蓋率能有效抑制土地沙漠化[7-8]。遼寧省阜新市彰武縣花生種植歷史悠久，雖然多年來獲得了較高的經(jīng)濟(jì)效益，但由于其種植模式落后，致使土壤流失、土表粗化、地力急劇下降。因此，探討適宜研究區(qū)的花生種植模式對(duì)于土地的可持續(xù)利用、防止土地沙漠化、保護(hù)區(qū)域生態(tài)具有重要意義。本研究選取遼北農(nóng)牧交錯(cuò)帶典型區(qū)域彰武縣作為研究區(qū)，以多時(shí)相遙感作物識(shí)別理論和土地荒漠化評(píng)價(jià)理論為基礎(chǔ)，應(yīng)用RS軟件（遙感圖像處理）和GIS軟件（各種地圖處理），以土地利用覆被狀況和土壤質(zhì)量為觀察指標(biāo)，對(duì)不同種植模式下的土地進(jìn)行荒漠化評(píng)價(jià)，分析不同種植模式與荒漠化演替方向的影響及不同種植模式下的優(yōu)勢(shì)和劣勢(shì)，以期為改善不合理種植模式提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

彰武縣隸屬于遼寧省阜新市，地處遼寧省西北部、科爾沁沙地南部，東連康平縣、法庫縣，南接新民市，西隔繞陽河與阜新蒙古族自治縣相鄰，北依內(nèi)蒙古自治區(qū)通遼市的庫倫旗和科爾沁左翼后旗。研究區(qū)（42°07′—42°51′N，121°53′—122°58′E）為彰武縣北部章古臺(tái)鎮(zhèn)、大冷鄉(xiāng)、四合城鄉(xiāng)、阿爾鄉(xiāng)，耕地總面積約3萬hm2，其中花生種植面積約1.38萬hm2。研究區(qū)地勢(shì)北高南低，東西丘陵，北部沙荒，中、南部為平原，屬于溫和半濕潤的季風(fēng)大陸性氣候，四季分明，雨熱同期，光照充足。

1.2 數(shù)據(jù)來源

數(shù)據(jù)主要來源于彰武縣自然資源局與統(tǒng)計(jì)局。應(yīng)用的數(shù)據(jù)主要為彰武縣2015和2020年Landsat-5TM數(shù)據(jù)、彰武縣統(tǒng)計(jì)年限數(shù)據(jù)、彰武縣1∶10 000土地利用現(xiàn)狀圖和1∶10 000地形圖等，其中遙感數(shù)據(jù)主要利用3、4波段數(shù)據(jù)。

1.3 數(shù)據(jù)預(yù)處理

1.3.1 研究區(qū)域的剪裁 將3、4波段影像圖導(dǎo)入ENVI4.5中；選擇Overlay菜單中的Vectors選項(xiàng)，將研究區(qū)域的邊界疊加到影像上；在Vector Parameters對(duì)話框中的File菜單中，打開Export Active Layer to ROIs選項(xiàng)選擇Convert All Vectors to One ROI；在Tools菜單中選擇Region of Interest中的ROI Tool，并在其對(duì)話框中選擇File中的Subset Data via ROIs選項(xiàng)，同時(shí)將Background Value設(shè)為0，然后保存在一個(gè)新的文件夾中。另一期數(shù)據(jù)采用同樣方法處理。

1.3.2 花生種植面積遙感數(shù)據(jù)的提取與處理 以2015和2020年Landsat 5TM遙感影像為基本數(shù)據(jù)源，除TM 6波段外，其余波段空間分辨率均為30 m，為p120r31，基本無云覆蓋，已經(jīng)過輻射校正和幾何校正，數(shù)據(jù)質(zhì)量較好，以研究區(qū)行政區(qū)劃圖、1∶50 000數(shù)字高程模型（digital elevation mode，DEM）、1∶10 000土地利用現(xiàn)狀圖、野外調(diào)查數(shù)據(jù)及自然、社會(huì)、經(jīng)濟(jì)等文字資料為輔助資料，在Arcgis 9.3和ENVI 4.7等遙感影像處理軟件的支持下，對(duì)美國陸地衛(wèi)星4~5號(hào)專題制圖儀（thematic mapper，TM）影像進(jìn)行多波段融合。在遙感數(shù)據(jù)信息提取的基礎(chǔ)上，根據(jù)研究需要及彰武縣實(shí)際情況，對(duì)遙感影像初步判讀種植模式進(jìn)行修訂，以花生種植區(qū)周邊的土地利用覆被現(xiàn)狀及地形地貌特征為劃分依據(jù)，選擇5種花生種植模式：沙平地-花生種植模式以阿爾鄉(xiāng)為代表，砂質(zhì)丘陵-花生種植模式以大冷鄉(xiāng)、阿爾鄉(xiāng)為代表，沙平地防護(hù)林-花生種植模式以章古臺(tái)鎮(zhèn)、四合城鄉(xiāng)、大冷鄉(xiāng)為代表，砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生種植模式以大冷鄉(xiāng)、阿爾鄉(xiāng)為代表，農(nóng)林復(fù)合種植模式以章古臺(tái)鎮(zhèn)、大冷鄉(xiāng)為代表。

1.4 土壤理化性質(zhì)測定方法

參照《土壤學(xué)》[9]，采用比重法測定土壤機(jī)械組成；采用重鉻酸鉀容量法測定土壤有機(jī)質(zhì)含量；采用凱氏定氮法測定全氮含量；采用超臨界萃取技術(shù)測定土壤胡敏酸/富里酸（humic acid/fulvic acid，HA/FA）值。

1.5 荒漠化評(píng)價(jià)指標(biāo)體系建立方法

采用專家打分法[10]并結(jié)合研究區(qū)的實(shí)際情況，初步選出遙感、立地條件、理化性狀和土地利用指數(shù)4個(gè)指標(biāo)，見表1。

表1 彰武縣北部荒漠化評(píng)價(jià)指標(biāo)體系Table 1 Desertification evaluation index system in the north of Zhangwu county

植被覆蓋指數(shù)（normalized difference vegetation index，NDVI）計(jì)算公式如下。

式中，Nir、Red分別為Landsat-5TM遙感影像的TM4和TM3波段亮度值。

利用黃妙芬等[11]建立的Landsat-TM數(shù)據(jù)的反演模型（2）估算研究區(qū)地表反照率。

式中，Albedo為地表反照率（%）；ρ為不同波段地面相對(duì)反射率（%）；TM1~TM7代表不同波段的遙感影像。

采用層次分析法確定評(píng)價(jià)因子權(quán)重，通過建立層次結(jié)構(gòu)與構(gòu)造判斷矩陣確定權(quán)重，如表2所示。

表2 荒漠化評(píng)價(jià)因子組合權(quán)重Table 2 Combination weight of desertification evaluation factor

對(duì)于各評(píng)價(jià)因子的隸屬函數(shù)的確定，采用戒上型函數(shù)和概念型函數(shù)2種類型函數(shù)。戒上型函數(shù)模型如下。

式中，ui為樣品觀測值；ut為指標(biāo)下限值；yi為第i個(gè)因素評(píng)語；ai為系數(shù)；ci為標(biāo)準(zhǔn)指標(biāo)值；i=1,2,…,m。

概念型評(píng)價(jià)因子的隸屬度由專家打分法[10-11]得出，按照指標(biāo)對(duì)于荒漠化影響程度特點(diǎn)直接進(jìn)行賦值（表3）。在此基礎(chǔ)上，進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)的計(jì)算，但在評(píng)價(jià)因子中，某些評(píng)價(jià)因子對(duì)荒漠化程度存在明顯的限制性，即某些評(píng)價(jià)因子存在極限值，當(dāng)這些因子的值變化超過極限值時(shí)，會(huì)加劇荒漠化。本研究采用特爾斐法[12]確定并經(jīng)實(shí)地驗(yàn)證最終確定了研究區(qū)荒漠化程度極限因子及其極限值（即坡度≥25°或＜2°）。采用修正的加權(quán)指數(shù)和法計(jì)算各評(píng)價(jià)單元的綜合指數(shù)以確定用地適宜性等級(jí)，計(jì)算公式如下。

表3 概念型評(píng)價(jià)因子隸屬度Table 3 The membership degree of generalizingevaluation factors

式中，Sj為綜合指數(shù)；Wi為評(píng)價(jià)因子的權(quán)重；Pij為評(píng)價(jià)因子的隸屬度。

1.6 荒漠化等級(jí)確定

運(yùn)用累積曲線分級(jí)法[13]劃分研究區(qū)荒漠化程度，將彰武縣北部研究區(qū)荒漠化程度分為4個(gè)級(jí)別，分別是無荒漠化（綜合分?jǐn)?shù)≥0.79分）、輕度荒漠化（綜合分?jǐn)?shù)0.63～0.78分）、中度荒漠化（綜合分?jǐn)?shù)0.40～0.62分）、重度荒漠化（綜合分?jǐn)?shù)＜0.40分）。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同種植模式下土壤機(jī)械組成

為方便表達(dá)，將農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式、沙平地-花生模式、砂質(zhì)丘陵-花生模式5種模式分別用Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ表示。由圖1可知，5種模式在剖面的每個(gè)深度層次上砂粒、黏粒、粉粒的含量依次減少，并且砂粒含量遠(yuǎn)高于其他粒級(jí)含量，說明這5種種植模式均存在不同程度的沙化；農(nóng)林復(fù)合模式和沙平地防護(hù)林-花生模式砂粒含量均隨著土層深度的增加而增加，即20—40 cm砂粒含量在各種植模式下均最高；砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式隨著土層深度的增加，砂粒含量變化幅度不明顯，沙平地-花生模式則隨著土層深度的增加砂粒含量呈先升高后降低的趨勢(shì)；砂質(zhì)丘陵-花生模式則隨著土層深度的增加，砂粒含量逐漸降低。農(nóng)林復(fù)合模式黏粒含量隨著土層深度的增加呈先增加后降低的趨勢(shì)；沙平地防護(hù)林-花生模式黏粒含量隨著土層深度的增加逐漸降低，其他3種模式粉粒、黏粒含量隨著土層的增加均變化不明顯。結(jié)果表明，農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式由于樹木發(fā)達(dá)的枝干和根系對(duì)于土壤沙化具有一定的抑制作用，因此均具有不同程度防止顆粒粗化的能力。

圖1 不同種植模式下土壤剖面機(jī)械組成Fig.1 Mechanical composition of soil profile under different planting modes

由圖2可知，土壤砂黏比在0—10和10—20 cm土層農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式、沙平地-花生模式、砂質(zhì)丘陵-花生模式依次遞增；隨著土層增加，沙平地-花生模式砂黏比出現(xiàn)先增加后降低的趨勢(shì)，可能是由于在秋起花生后，裸露的地表得到了一定的保護(hù)，說明在過去的某一時(shí)間曾有過沙化侵襲，現(xiàn)在有所恢復(fù)。農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式隨著土層深度的增加砂黏比升高，說明現(xiàn)在的荒漠化程度和過去某一時(shí)期相比有所減輕；而砂質(zhì)丘陵-花生模式隨著土層深度的增加砂黏比降低，說明現(xiàn)在的荒漠化程度和過去的某一時(shí)期相比有所增加。

圖2 不同種植模式下土壤剖面砂黏比Fig.2 Soil profile sand viscosity ratio under different planting modes

2.2 不同種植模式下有機(jī)質(zhì)含量比較

5種不同利用模式采樣點(diǎn)表層風(fēng)沙土有機(jī)質(zhì)含量在1.76~21.34 g·kg-1范圍內(nèi)，平均為6.58 g·kg-1；有機(jī)質(zhì)含量低于6.58 g·kg-1的土壤約占到了整個(gè)樣品數(shù)的59%。對(duì)表層土壤（0—10 cm）不同種植方式的平均有機(jī)質(zhì)含量進(jìn)行方差分析，如表4所示，5種不同模式下土壤有機(jī)質(zhì)含量差異顯著（P＜0.05），說明不同種植模式下荒漠化對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的影響程度也不同，其中耕地有機(jī)質(zhì)平均含量低于林地，說明固定風(fēng)沙土林地被開辟為農(nóng)田以后，其土壤有機(jī)質(zhì)受人為活動(dòng)的影響越來越大，原因?yàn)檗r(nóng)業(yè)生產(chǎn)將地上部的生物量進(jìn)行收獲，僅有地下部的根系作為有機(jī)物質(zhì)的主要來源，減少了有機(jī)物的輸入；同時(shí)，作為耕種土壤，不斷的耕作活動(dòng)加速了原有有機(jī)質(zhì)的礦化，導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)含量不斷降低，但其有機(jī)質(zhì)含量仍高于草地，說明該地區(qū)草地土壤正處于退化階段，有機(jī)質(zhì)含量正在不斷降低。而當(dāng)?shù)夭扇〉母吡舨?、施用有機(jī)肥，種植防護(hù)林等措施對(duì)耕地有機(jī)質(zhì)的積累起到了一定的作用。土壤表層有機(jī)質(zhì)含量總體變化趨勢(shì)為農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式、沙平地-花生模式、砂質(zhì)丘陵-花生模式依次降低，各利用模式土壤有機(jī)質(zhì)的含量均受到不同程度荒漠化的影響，含量普遍較低。這些土壤大部分處于風(fēng)沙區(qū)，受風(fēng)蝕影響，表層的細(xì)顆粒被風(fēng)吹蝕，有機(jī)質(zhì)隨風(fēng)流失，使有機(jī)質(zhì)含量下降；同時(shí)表層土壤常處于通氣良好狀態(tài)，好氣分解性質(zhì)較強(qiáng)，不利于有機(jī)質(zhì)積累。就有機(jī)質(zhì)積累能力而言，農(nóng)林復(fù)合模式最強(qiáng)，砂質(zhì)丘陵-花生模式最差。

表4 研究區(qū)表層土壤不同利用模式下有機(jī)質(zhì)方差分析結(jié)果Table 4 Analysis of variance results of organic matter under different utilization modes of topsoil in the study area

從剖面的角度得出不同利用模式下的剖面有機(jī)質(zhì)分布情況如圖3所示，5種利用模式中，農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式的有機(jī)質(zhì)含量在各自剖面上均呈隨著深度的增加而減少的趨勢(shì)，3種利用模式表層土壤（0—10 cm）有機(jī)質(zhì)含量均最高，且表層有機(jī)質(zhì)含量依次為農(nóng)林復(fù)合模式＞沙平地防護(hù)林-花生模式＞砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式。而沙平地-花生模式和砂質(zhì)丘陵-花生模式的有機(jī)質(zhì)含量在各自剖面基本呈隨深度增加而增加的趨勢(shì)，其中沙平地-花生模式有機(jī)質(zhì)含量出現(xiàn)先增加后減少的趨勢(shì)，可能是由于防護(hù)林枯枝葉層較厚，有機(jī)質(zhì)積累較多，同時(shí)，林地對(duì)于防風(fēng)固沙也有一定作用。

圖3 不同利用模式下剖面有機(jī)質(zhì)的變化情況Fig.3 Changes of profile organic matter under different utilization modes

2.3 不同種植模式下全氮含量

研究區(qū)表層土壤全氮含量為0.62~1.59 g·kg-1，其平均值為0.94 g·kg-1，根據(jù)各種利用模式的平均值與其總平均值的差異程度可以看出，土壤全氮與有機(jī)質(zhì)的分布相似。對(duì)不同利用模式下全氮平均含量的方差分析結(jié)果如表5所示，表層土壤全氮含量以農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式、沙平地-花生模式、砂質(zhì)丘陵-花生模式的順序依次降低，農(nóng)林復(fù)合模式與砂質(zhì)丘陵-花生模式之間差異極顯著（P＜0.05）。結(jié)果表明氮素在土壤中極易揮發(fā)、流失，即使人為在耕作中增加氮肥的施用量，對(duì)土壤中氮素含量增加效果也不明顯。

表5 研究區(qū)表層土壤不同利用模式下全氮含量方差分析結(jié)果Table 5 Analysis of variance results of total nitrogen content in topsoil under different utilization modes in the study area

如圖4所示，不同種植模式的剖面土壤全氮含量均隨土層深度增加呈逐漸減少的趨勢(shì)，但在0—10 cm處全氮含量高于其他層次，其主要原因是隨著土壤垂直深度的增加，生物量的積累和有機(jī)質(zhì)的分解強(qiáng)度是決定土壤氮素含量的主要因素。農(nóng)林復(fù)合模式和沙平地防護(hù)林-花生模式隨深度變化明顯，而其他3種模式變化較為平緩，分析原因?yàn)檫@2種模式表層生物量積累較多，受雨水與氣候影響分解更快，因此差異更明顯。

圖4 不同利用模式土壤剖面全氮含量Fig.4 Total nitrogen content of soil profile under different utilization modes

2.4 不同種植模式下HA/FA比較

HA/FA主要用于衡量腐殖質(zhì)品質(zhì)，HA/FA比例越高，腐殖質(zhì)的活性越強(qiáng)，品質(zhì)越好。研究區(qū)表層土壤HA/FA平均值在0.33～0.59范圍內(nèi)。根據(jù)各種利用模式的平均值與其總平均值的差異程度可以看出，土壤HA/FA與有機(jī)質(zhì)分布相似。不同利用模式下HA/FA比值的方差分析結(jié)果如表6所示，表層土壤HA/FA以農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式、沙平地-花生模式、砂質(zhì)丘陵-花生模式的順序依次降低，因此腐化程度也依次降低，農(nóng)林復(fù)合模式與砂質(zhì)丘陵-花生模式HA/FA差異極顯著（P＜0.01）。結(jié)果表明，農(nóng)林復(fù)合模式的表層生物量積累更多，并且樹木也起到一定的防風(fēng)固沙的作用。

表6 研究區(qū)表層土壤不同利用模式下HA/FA方差分析結(jié)果Table 6 Analysis results of variance of HA/FA under different utilization modes of topsoil in the study area

土壤腐殖質(zhì)具有復(fù)雜的復(fù)合結(jié)構(gòu)，可影響土壤的物理性質(zhì)、化學(xué)性質(zhì)和生物學(xué)特性，土壤腐殖質(zhì)的形成是積累的過程，很大程度上可以影響土壤的肥力，是農(nóng)作物品質(zhì)和產(chǎn)量的保證。研究區(qū)內(nèi)不同利用種植模式HF/FA的比例規(guī)律如圖5所示，表層土壤HA/FA依次為農(nóng)林復(fù)合模式＞沙平地防護(hù)林-花生模式＞砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式＞沙平地-花生模式＞砂質(zhì)丘陵-花生模式，且農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式的HA/FA隨著土層的增加整體上呈減少的趨勢(shì)，而沙平地-花生模式和砂質(zhì)丘陵-花生模式的HA/FA隨著土層的增加整體上呈增加的趨勢(shì)。

圖5 不同利用模式土壤剖面HA/FA含量Fig.5 HA/FA content in soil profiles of different utilization modes

2.5 不同種植模式下荒漠化程度分析

2020年在農(nóng)林復(fù)合模式下，無荒漠化點(diǎn)位樣本數(shù)為7個(gè)，輕度荒漠化為3個(gè)，中度荒漠化為2個(gè)，重度荒漠化為0個(gè)，而2015年農(nóng)林復(fù)合模式相同點(diǎn)位荒漠化信息提取中顯示，無荒漠化樣本數(shù)為4個(gè)，輕度荒漠化為2個(gè)，中度荒漠化為4個(gè)，重度荒漠化為2個(gè)，對(duì)比可以看出中度荒漠化和重度荒漠化均有所減少，而無荒漠化和輕度荒漠化均增加，其中無荒漠化增加最多，說明這5年中荒漠化土地發(fā)生了較大程度的逆向演替，土壤理化條件得到了顯著改善。

2020年在沙平地防護(hù)林-花生模式下，無荒漠化點(diǎn)位樣本數(shù)為2個(gè)，輕度荒漠化為12個(gè)，中度荒漠化為8個(gè)，重度荒漠化為0個(gè)；而2015年沙平地防護(hù)林-花生模式相同點(diǎn)位荒漠化信息提取中，無荒漠化樣本數(shù)為3個(gè)，輕度荒漠化為2個(gè)，中度荒漠化為10個(gè)，重度荒漠化為7個(gè)。對(duì)比2020年可以看出，重度荒漠化減少最多，中度荒漠化也向輕度荒漠化發(fā)生逆向演替，而無荒漠化減少可能是由于防護(hù)林不完備或者在風(fēng)口處將林地開墾為耕地，使得部分土地發(fā)生退化。總體來說，沙平地防護(hù)林-花生模式荒漠化為逆向演替，但程度低于農(nóng)林復(fù)合模式。

2020年在砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式下，無荒漠化點(diǎn)位樣本數(shù)為0個(gè)，輕度荒漠化為2個(gè)，中度荒漠化為9個(gè)，重度荒漠化為0個(gè)；而2015年砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式相同點(diǎn)位荒漠化信息提取中，無荒漠化樣本數(shù)為2個(gè)，輕度荒漠化為0個(gè)，中度荒漠化為5個(gè)，重度荒漠化為4個(gè)。對(duì)比2020年可以看出重度荒漠化減少最多，荒漠化發(fā)生逆向演替，而無荒漠化減少說明砂質(zhì)丘陵可以在一定程度上加重荒漠化的正向演替?？傮w來說，砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式可在重度或中度荒漠化土地上抑制荒漠化的正向演替，在無荒漠化土地和輕度荒漠化土地上發(fā)生的是荒漠化正向演替，這也說明了砂質(zhì)丘陵會(huì)在一定程度上加速土地荒漠化的正向演替，因此砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式雖然可以起到防風(fēng)固沙作用使荒漠化逆向演替，但又存在一定的局限性。

2020年在沙平地-花生模式下，無荒漠化點(diǎn)位樣本數(shù)為0個(gè)，輕度荒漠化為0個(gè)，中度荒漠化為8個(gè)，重度荒漠化數(shù)為4個(gè)；而2015年沙平地-花生模式相同點(diǎn)位荒漠化信息提取中，無荒漠化樣本數(shù)為0個(gè)，輕度荒漠化為2個(gè)，中度荒漠化為6個(gè)，重度荒漠化為4個(gè)。對(duì)比2020年可以看出輕度荒漠化向中度荒漠化發(fā)展，重度荒漠化保持不變，這說明沙平地-花生模式存在一定程度的土地退化，發(fā)生荒漠化的正向演替。

2020年在砂質(zhì)丘陵-花生模式下，無荒漠化點(diǎn)位樣本數(shù)為0個(gè)，輕度荒漠化為0個(gè)，中度荒漠化為0個(gè)，重度荒漠化數(shù)9個(gè)；而2015年砂質(zhì)丘陵-花生模式相同點(diǎn)位荒漠化信息提取中，無荒漠化樣本數(shù)為0個(gè)，輕度荒漠化為3個(gè)，中度荒漠化為4個(gè)，重度荒漠化為2個(gè)。對(duì)比2020年可以看出輕度荒漠化和中度荒漠化均向重度荒漠化方向演替，重度荒漠化個(gè)數(shù)顯著增加，這說明砂質(zhì)丘陵-花生模式存在較大的土地退化問題，發(fā)生荒漠化的正向演替。與其他4種模式相比，砂質(zhì)丘陵-花生模式荒漠化正向演替更加強(qiáng)烈，而且程度大、速度快，造成局部地區(qū)土壤條件惡化，因此砂質(zhì)丘陵-花生模式是5種模式中最不合理的模式，需要有關(guān)部門加大管理力度。

3 討論

荒漠化防治是人類面臨的共同挑戰(zhàn)，需要國際社會(huì)共同協(xié)作應(yīng)對(duì)[14]。本研究結(jié)果表明，5種不同模式下土壤有機(jī)質(zhì)含量差異顯著，原因?yàn)轱L(fēng)沙土林地被開辟為農(nóng)田后，其土壤有機(jī)質(zhì)受人為活動(dòng)的影響越來越大，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中通常將地上部的生物量進(jìn)行收獲，僅將地下部的根系作為有機(jī)物質(zhì)的主要來源，減少了有機(jī)物的輸入。針對(duì)土壤氮素與HA/FA進(jìn)行差異性分析表明，其與土壤有機(jī)質(zhì)分布相似，且農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式、沙平地-花生模式、砂質(zhì)丘陵-花生模式5種模式對(duì)減輕荒漠化的能力依次降低。

農(nóng)林復(fù)合模式、沙平地防護(hù)林-花生模式、砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式均有使荒漠化逆向演替的效果，但演替程度逐漸降低，其中砂質(zhì)丘陵防護(hù)林-花生模式有一定的局限性；沙平地-花生、砂質(zhì)丘陵-花生模式均有使荒漠化正向演替的效果，演替程度逐漸加劇。當(dāng)前對(duì)于該方向的研究尚鮮有報(bào)道，但已有研究者針對(duì)土地荒漠化及其驅(qū)動(dòng)因素進(jìn)行了研究，如張博[15]研究指出，人類活動(dòng)是影響土壤荒漠化的重要因素，不同的人類活動(dòng)方式對(duì)于土壤荒漠化的影響不同；Ma等[16]收集了50年來的數(shù)據(jù)與資料，進(jìn)一步分析得出，人類活動(dòng)在影響民勤縣的土地荒漠化中占據(jù)主要地位；張東杰[17]以共和盆地作為研究區(qū)，通過對(duì)50年來的數(shù)據(jù)進(jìn)行分析得出人類活動(dòng)是影響土地荒漠化的主要因素；章予舒等[18]使用灰色關(guān)聯(lián)度法對(duì)土地荒漠化因素進(jìn)行分析，得出安西縣土地荒漠化的最大影響因素是過度放牧，其次是人口數(shù)量的變化以及農(nóng)業(yè)活動(dòng)造成的土地過度開墾；奧布力·塔力普等[19]針對(duì)我國南疆地區(qū)土地荒漠化因素進(jìn)行了分析，并指出造成土地荒漠化的因素分為自然因素和人為因素；何鵬杰等[20]對(duì)河西地區(qū)土地荒漠化影響因素進(jìn)行分析，表明人類活動(dòng)（包括墾荒、放牧等）是荒漠化的重要影響因素，并指出調(diào)整產(chǎn)業(yè)發(fā)展模式，使產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)合理化、高級(jí)化是解決荒漠化的有效途徑。

本研究中不同的種植模式對(duì)于土壤荒漠化的影響也存在差異，有正向影響，也有負(fù)向影響，與以上研究結(jié)果一致。不同的是，目前研究者大多是針對(duì)驅(qū)動(dòng)因素與土地荒漠化的相關(guān)關(guān)系進(jìn)行分析，但具體分析各種因素是如何影響土地荒漠化的研究較少，或者難以確定何種模式對(duì)于土地荒漠化有更好的抑制和改善效果。因此，確定具體的影響關(guān)系，從而建立科學(xué)合理的種植模式對(duì)于土地荒漠化的治理具有重要意義。

綜上所述，彰武縣北部歷來屬于風(fēng)蝕荒漠化較為嚴(yán)重的區(qū)域，經(jīng)過長期的造林活動(dòng)，土壤條件得到了一定的改善，但是群眾的生態(tài)環(huán)境意識(shí)還需加強(qiáng)，同時(shí)在固定沙丘上由于大面積開墾導(dǎo)致部分天然植被遭到破壞，存在潛在沙化的問題，應(yīng)適當(dāng)減少耕地面積，實(shí)行保護(hù)性耕作。在秋起花生后增加秸稈覆蓋還田可以對(duì)花生產(chǎn)量、土壤水分利用效率的影響達(dá)到顯著水平。在覆蓋量適中的情況下，秸稈覆蓋還田既增加了來年種植時(shí)土壤有機(jī)質(zhì)含量，又能擋風(fēng)遮蔭，有效抑制風(fēng)蝕，使表土層不易被大風(fēng)吹走，減少對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的破壞，腐爛的秸稈在增加土壤有機(jī)質(zhì)的同時(shí)還可以使土壤結(jié)構(gòu)變得疏松，提高降水入滲率和滲深，從而使土壤接收更多的雨水，提高了水分利用效率。此外，還應(yīng)完善網(wǎng)格狀防護(hù)林建設(shè)，積極采取農(nóng)林復(fù)合模式以保證秋起花生后對(duì)裸露表土層的保護(hù)，同時(shí)農(nóng)林復(fù)合也可起到抑制土地風(fēng)蝕所造成的地勢(shì)變化，保持地勢(shì)平坦。同時(shí)政府應(yīng)大力倡導(dǎo)構(gòu)建有利于生態(tài)環(huán)境的農(nóng)林復(fù)合模式，以起到保護(hù)土壤生態(tài)環(huán)境的作用。