全 文 ：中国生态农业学报 2014年 1月 第 22卷 第 1期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jan. 2014, 22(1): 44−51


* 国家水体污染控制与治理科技重大专项课题(2012ZX07104-003)资助
** 通讯作者: 谢德体, 主要从事土壤肥力与生态、农业非点源污染研究。E-mail: xdt@swu.eud.cn
蒲玉琳, 主要从事土壤与农业环境研究。E-mail: pyulin@sicau.edu.cn
收稿日期: 2013−07−13 接受日期: 2013-09-30
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2014.30685
紫色土区坡耕地植物篱模式综合生态效益评价*
蒲玉琳 1,2,3 谢德体 2,3** 倪九派 2,3 魏朝富 2,3
(1. 四川农业大学资源环境学院 成都 611130; 2. 西南大学资源环境学院 重庆 400715; 3. 重庆市三峡库区农业面源
污染控制工程技术研究中心 重庆 400715)
摘 要 科学评价植物篱模式提高坡耕地生态效益是进一步评价其生态−经济−社会综合效益的基础, 可促进
优化植物篱模式在山丘区的推广与应用。针对已有文献对植物篱模式生态效益评价存在评价指标片面等问题,
选择植物篱模式下水土与农业面源污染物流失、土壤抗侵蚀力与土地生产力 4 方面指标, 应用层次分析法与
熵权法相结合计算评价指标权重, 多因素综合评价法对西南紫色土区坡耕地紫穗槐、香根草、紫花苜蓿与蓑
草 4 种植物篱模式进行综合生态效益评价。结果表明, 植物篱模式的综合生态效益和不同类型生态效益较常
规横坡农作模式明显提高, 其中综合生态效益指数(A)、保持水土效益指数(B1)、控制农业面源污染效益指数
(B2)、土壤抗侵蚀力效益指数(B3)、土地生产力效益指数(B4)分别增加 206.4%~301.9%、228.6%~278.4%、
212.6%~346.6%、93.7%~126.0%、23.6%~35.8%。植物篱模式不同类型生态效益指数大小顺序为 B2(1.165)>
B1(0.962)>B4(0.495)>B3(0.332)。不同植物篱模式提高坡耕地综合生态效益的效应表现为 20°坡地紫穗槐模式>
香根草, 13°坡地紫花苜蓿>蓑草。20°坡耕地植物篱模式综合生态效益指数平均增加幅度(295.0%)大于 13°坡地
植物篱模式(211.0%)。说明在西南紫色丘陵区的坡耕地, 尤其是 20°以上坡耕地推广与实施灌木类植物篱可大
幅提高其综合生态效益。
关键词 紫色土区 坡耕地 植物篱模式 综合生态效益 层次分析法 熵权法
中图分类号: S157.2 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2014)01-0044-08
Evaluation on comprehensive ecological benefits of different hedgerow patterns
on slope-farmland in purple soil area
PU Yulin1,2,3, XIE Deti2,3, NI Jiupai2,3, WEI Chaofu2,3
(1. College of Resources and Environment, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China; 2. College of Resources and
Environment, Southwest University, Chongqing 400715, China; 3. Chongqing Engineering Research Center for Agricultural
Non-point Source Pollution Control in the Three Gorges Reservoir Area, Chongqing 400715, China)
Abstract Hedgerow patterns have been used to control soil and water loss, agricultural non-point source pollution (especially
nitrogen and phosphorus from slope-farmlands) in hilly areas. A comprehensive and rational evaluation of the ecological benefits of
hedgerow patterns in slope-farmlands was critical for further evaluating eco-economic and social benefits of hedgerows. This has
been deemed necessary for promoting and popularizing the application of optimized hedgerow patterns in hilly areas. However,
critical questions (e.g., the use of unilateral evaluation indexes) have persisted relative studies on evaluation of the ecological benefits
of hedgerow. These indexes have generally not accounted for controlling agricultural non-point source pollutants. Hence this paper
established an evaluation index system including indexes for soil and water loss, agricultural non-point pollutants, anti-erosion forces
and land productivity. It also evaluated the comprehensive ecological benefits of Amorpha fruticosa, Vetiveria zizaniodes, Medicago
sativa and Eulaliopsis binata hedgerow patterns on slope-farmlands of the southwestern purple soil zone. The weights of the
evaluation indexes were integrated in analytical hierarchy process and entropy weight decision-making calculations. The results
showed a significant increase in comprehensive ecological benefits. The indexes for comprehensive ecological benefit (A), soil and
water conservation one (B1), agricultural non-point source pollutant control (B2), soil anti-erosion force (B3) and land productivity (B4)
第 1期 蒲玉琳等: 紫色土区坡耕地植物篱模式综合生态效益评价 45


of hedgerow patterns increased by 206.4%−301.9%, 228.6%−278.4%, 212.6%−346.6%, 93.7%−126.0% and 23.6%−35.8%,
respectively, compared with the conventional cross-slope farming pattern. The order of different type ecological benefits for
hedgerow patterns was B2 (1.165) > B1 (0.962) > B4 (0.495) > B3 (0.332). The order of improvement of comprehensive ecological
benefits for different hedgerow patterns was A. fruticosa > V. zizaniodes Vetiver on 20° slope-farmland, M. sativa > E. binata in 13°
slope-farmland. The mean increase in comprehensive ecological benefit of hedgerow patterns on 20° slope-farmland was 295.0%,
which was higher than that of 13° slope-farmland by 211.0% over the conventional cross-slope farming pattern. Therefore
maintaining shrub hedgerow patterns on slope-farmlands of southwest purple hilly region (especially on lager than 20° slope-
farmlands) greatly increased the comprehensive ecological benefits.
Keywords Purple soil hilly area; Slope-farmland; Hedgerow pattern; Comprehensive ecological benefit; Analytical hierarchy
process; Entropy weight decision-making
(Received Jul. 13, 2013; accepted Sep. 30, 2013)
植物篱技术作为一种复合农林业模式, 兼有显
著的生态、经济和社会效益。科学评价植物篱模式
效益, 使同等条件下的不同植物篱模式具有可比性,
有助于优选植物篱模式, 促进其推广与应用, 从而
保护区域生态环境与水环境安全。植物篱模式的首
要目的是生态效益最大化, 包括有效保持水土、控
制农业面源污染、提高土地生产力, 在此基础上追
求最佳经济效益和社会效益。因此, 全面合理地评
价植物篱模式的生态效益是评价生态−经济−社会综
合效益的重要基础工作。但国内外对植物篱生态效
益评价的报道不仅少 [1−4], 而且存在评价指标片面,
较少涉及控制农业面源污染效益的指标等问题。如
Sudhishri 等 [1]仅用水土保持效益指标代表香根草
(Vetiveria zizaniodes)、甜根子草(Saccharum spontane-
um)、金雀花(Caragana sinica)植物篱模式的生态效
益; 祝其丽等 [2]采用多因素综合评价法评价四川省
宁南县等高固氮植物篱种植模式的生态效益时, 指
标仅涉及保持水土效益与提高土地生产力的指标 ,
忽视了控制农业面源污染效益的指标; 黎建强 [4]利
用熵权决策法评价三峡库区江津段常见的柑橘
(Citrus reticulat)等 6 种植物篱模式的生态效益时,
虽考虑了控制农业面源污染效益的指标, 但选择的
是泥沙有效氮磷的富集比, 此法不太合理, 因为一
是氮磷流失的途径包括泥沙和径流流失两种, 二是
泥沙氮磷富集率大并不等于流失氮磷量也大。为此,
本文以西南紫色土区坡耕地紫穗槐(Amorpha fruticosa)、
香根草、紫花苜蓿(Medicago sativa)和蓑草(Eulali-
opsis binata)4 种 13 年期植物篱模式为研究对象,
选择保持水土、控制农业非点源污染物、提高土壤
抗侵蚀力与土地生产力指标, 综合评价其生态效益,
为优选与推广适合于西南紫色土区最佳生态−经济−
社会效益的植物篱模式提供理论参考。
1 材料与方法
1.1 评价对象基本概况
本文评价对象坡耕地紫穗槐等植物篱模式位于
西南紫色丘陵区的四川省资阳市花椒沟小支流响水
滩上段, 该小支流属长江上游的沱江水系, 地理位
置为东经 104°34′12″~104°35′19″、北纬 30°05′12″~
30°06′44″, 海拔 395 m。该区域是典型的四川盆地红
岩丘陵区, 丘陵多为浑圆形或长条状、桌状的浅丘
和中丘; 气候属亚热带季风气候, 多年平均降雨量
为 965.8 mm, 最高年降雨量 1 290.7 mm, 最低年降
雨量 725.2 mm, 70%分布在 6—9月, 年均温 16.8 ;℃
出露的地层主要为侏罗系遂宁组, 成土母质为残坡
积物, 土壤为紫色土, 土层较薄, 一般为 50~80 cm,
pH 8.2~8.6, 呈石灰性, 土壤层次分化不明显。作物
栽培方式为小麦−玉米轮作。
试验区共 6个 20 m×7 m的径流小区, 分别布设
以下 6 个处理, 20°坡地常规横坡农作(T1)、紫穗槐/
横坡农作(T2)、香根草间作横坡农作(T3); 13°坡地常
规横坡农作(T4)、紫花苜蓿间作横坡农作(T5)、蓑草
间作横坡农作(T6)。1997 年在每个植物篱小区等高种
植 3带植物篱, 篱带长 7 m, 宽 0.5 m, 带间距 6.16 m,
农作物等高栽植于两植物篱的篱带间。截至本文试
验开始之初 2010年, 植物篱已基本形成生物梯田格
局。试验小区布设详见文献[5]。
1.2 评价指标体系构建
植物篱的生态效益主要体现在保持水土、控制
农业面源污染、提高土壤抗侵蚀力与土地生产力 4
个方面。为此, 本文在遵循科学性、系统性、因地
制宜与可操作性原则的基础上, 依据层次分析法原
理, 构建了涵盖上述 4个方面效益的指标体系(图 1),
其中综合生态效益为目标层 A, 保持水土效益、控制
氮磷流失效益、土壤抗侵蚀力与土地生产力效益为
准则层, 分别记为 Bl(l=1, 2, 3, 4); 地表径流量、土壤
侵蚀量与总氮磷流失量(包括泥沙和径流态全氮磷)
等为指标层, 分别记为 Cj(j=1, 2, ⋯, 16)。
植物篱模式保持水土效益的集中体现是减少地
表径流与土壤侵蚀量[5–6], 其机理是植物篱增强了土
壤抗侵蚀力, 包括抗剪强度、抗蚀性和抗冲性[6–10],
46 中国生态农业学报 2014 第 22卷



图 1 植物篱模式综合生态效益评价指标
Fig. 1 Evaluation indexes of comprehensive ecological benefit of hedgerow patterns
因此, 本文以地表径流量、土壤侵蚀量表征植物篱
模式保持水土效益, 以抗剪强度、抗蚀指数和抗冲
指数表征植物篱模式提高土壤抗侵蚀力效应。植物
篱模式控制农业面源污染效益集中体现在通过截留
与吸收等作用减少地表径流与侵蚀土壤携带的富营
养化物质 (氮、磷、有机污染物杀虫剂与除草剂
等)[11−12], 而本文研究对象的杀虫剂及除草剂等农药
用量极少, 在土壤环境容量范围内, 可忽略, 但氮、
磷化学肥料施用量大, 超过发达国家规定的氮磷化
肥的安全使用上限, 致使汛期随水、土流失的流失
量也大。因此, 本文以总氮与总磷流失量表征植物
篱模式控制农业面源污染效应。植物篱模式提高土
地生产力效益的集中体现是改善土壤理化性质, 如
降低土壤容重, 增加土壤有机质等养分含量 [13], 而
本研究区土壤为紫色土, 引起土地生产力低的突出
问题是土壤发育程度浅, 水土流失严重, 土壤黏粒
与有机质含量少 , 总孔度低 , 土壤结构性差 , 全氮
磷养分及速效氮磷钾养分贫乏, 因此, 本文以容重、
黏粒、总孔度、有机质、全量氮磷和速效氮磷钾来表
征植物篱模式提高土地生产力效益。
1.3 研究方法
1.3.1 评价方法
植物篱模式综合生态效益的评价方法采用基于
AHP−熵权法的多因素综合评价法[14], 其计算式如下:
1 1 1
( )
k k m
l l i j j l
l l j
A B xβ β β
= = =
= × = × ×∑ ∑ ∑ (1)
式中, A为综合生态效益得分, Bl为第 l(l=1, 2, 3, 4)
类生态效益得分, lβ 为第 l 类生态效益的综合权重,
x׳ij为第 i (i=1, 2 ⋯, n, n≤36; 为避免样本数少于指
标数的情况, 本文评价保持水土与控制农业面源污
染效益时, 将各处理每年度的指标 C1~C4 作为一个
样本, 再按处理把 2010—2012年度的评价得分平均,
即可得到保持水土与控制农业面源污染效益; 评价
提高土壤侵蚀力与土地生产力效益时, 将各坡位土
壤 C5~C16指标作为一个样本, 再按处理把各坡位土
壤的评价得分平均, 即可得到提高土壤侵蚀力与土
地生产力效益)样本第 j(j=1, 2, ⋯, m, m≤16)类指标
的标准化值, jβ 为第 j类指标的综合权重。
1.3.2 评价指标测定方法
地表径流量: 在 2010—2012年雨季(4—9月)单
次的次降雨结束后, 将 SW40 型日记式水位计记录
的数据结合水位流量关系计算得单次地表径流量。
土壤侵蚀量: 待 2010—2012年雨季单次的次降
雨混合径流样采集后, 用过滤烘干法测定径流中泥
沙含量。
径流全氮与全磷含量: 待 2010—2012年雨季单
次的次降雨的混合径流样采集后, 分别用碱性过硫
酸钾消解紫外分光光度法(GB11894—89)与过硫酸
钾消解钼酸铵分光光度法(GB11893—89)测定径流
全氮与全磷含量。
泥沙全氮与全磷含量: 待 2010—2012年雨季单
次的次降雨的泥沙样采集后, 分别用 CuSO4-Na2SO4
第 1期 蒲玉琳等: 紫色土区坡耕地植物篱模式综合生态效益评价 47


消化半微量凯氏定氮法与 NaOH 熔融−钼锑抗比色
法测定泥沙全氮与全磷含量。
抗蚀指数: 选择黏粒、有机质等指标, 以主成分
分析的综合主成分得分表征土壤抗蚀性指数[15]。用
于测定土壤颗粒分析、团聚体、微团聚体、有机质
基础指标的土样于 2010 年 10 月采集, 采样点布设
详见文献[5]。颗粒分析采用比重计法, 土壤团聚体
采用干湿筛法[16], 微团聚体采用吸管法[17], 有机质
采用 K2Cr2O7容量法[18]。
抗剪强度: 2012 年 7 月选择天气持久晴朗数日后,
土壤自然含水量较小的情况下, 在距径流小区下边缘
0.5 m、4.0 m、7.0 m、10.5 m、13.5 m和 17.0 m处, 采
用便携式 14.10 Pocket Vane Tester型三头抗剪仪原位测
定 0~10 cm和 10~20 cm土层土壤抗剪强度, 重复 3次。
抗冲性: 样点分布同抗剪强度, 于 2012 年 6 月
用方形环刀(尺寸 10 cm×20 cm×10 cm)采集 0~10 cm
和 10~20 cm土层原状土后, 再用改进的原状土冲刷
水槽法(水槽长 1.80 m, 宽 0.11 m)测定抗冲性。具体
方法为, 土样在水中浸泡 12 h 左右, 通过恒压水箱
调整供水流量, 设计冲刷水平 2 L·min−1, 在水流稳
定后, 将土壤样品装入土样室, 使土样表面和槽面
齐平, 然后放水冲刷 12 min, 并采集径流泥沙过程样,
在冲刷开始后前 3 min内, 每 1 min量取 1次冲刷水
流量并取样, 以后每 3 min量取 1次, 用桶收集试验
产生的全部水流, 充分搅动后取样、烘干、称重。
用于测定土壤容重、全氮、全磷和速效氮、磷、
钾的土壤样品采集时间与布设方法同有机质, 测定方
法分别为环刀法[16]、CuSO4-Na2SO4消化半微量凯氏定
氮法、NaOH 熔融−钼锑抗比色法、扩散法、NaHCO3
浸提−钼锑抗比色法和 NH4OAc浸提−火焰光度法[18]。
1.3.3 评价指标标准化法
由于评价指标的量纲及功能不同, 指标间数值
差异大, 不同指标在量上不能直接进行比较, 为此,
本文采用升型函数[x′ij=(xij−ximin)/(ximax−ximin), 式中
xij、ximin、ximax分别为评价指标测定或计算值, 评价
指标测定或计算值的最大值和最小值, 下同]或降型
函数[x′ij=(ximax−xij)/(ximax−ximin)]对各评价指标进行无
量纲化处理 , 得到标准化的评价指标 x′ij。本文
C5~C7、C9~C16 评价指标采用升型函数, C1~C4、C8
评价指标采用降型函数。
1.3.4 评价指标综合权重计算法
为充分挖掘原始数据蕴含的信息, 并综合考虑
专家的经验判断力 , 使权重更为准确和符合实际 ,
本文将主观赋权法层次分析法和客观赋权法熵权法
相结合, 计算植物篱模式综合生态效益评价指标的
综合权重作为评价指标权重。
1.3.4.1 层次分析法确定评价指标权重(w)
层次分析法(AHP)确定指标层 Cj对准则层 Bl重
要性排序(权重 wj)的具体步骤如下[19]:
(1)构建判断矩阵
依据 1~9位标度法(表 1)构建指标层Cj对目标层
Bl 的判断矩阵 B, 判断矩阵结果由专家评估结合历
史数据得出。准则层判断矩阵 B如下:
B=
11 12 1
21 22 2
1 2
j
j
j j jj
b b b
b b b
b b b
⎡ ⎤⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎣ ⎦
L
L
L L L L
L
(2)
表 1 层次分析法(AHP)的标度含义
Table1 Scale meaning of analytical hierarchy process
指标 i比 j
Index i compared with j
同等重要
Equal importance
稍微重要
Appreciable importance
明显重要
Significant importance
很重要
High importance
绝对重要
Absolute importance
标度值 Scale value 1 3 5 7 9
2、4、6、8为过渡性级别; bij与 bji互为倒数, bij＝1/bji。2, 4, 6 and 8 are intermediate transition grade, bij and bji is reciprocal.

(2)计算权重与一致性检验
①计算判断矩阵每一行的几何平均值 w′j (j为指
标数 1, 2, ⋯, m), 计算式为:
1 2 mj j j jjw b b b= × ×L (3)
②向量 w′＝(w′1, w′2, ⋯, w′j)正规化或归一化处
理, 计算式为:
1
/
m
j j j
j
w w w
=
= ∑ (4)
式中, w＝(w1, w2, ⋯, wj)为所求权重向量。
③计算最大特征值 λmax, 计算式为:
( )max
1
1 /
m
j
j
Bw w
m
λ
=
= ∑ (5)
④计算一致性指标 CI, 计算式为:
max( ) /CI m mλ= − (6)
⑤计算随机一致性比例 CR, 计算式为:
/CR CI RI= (7)
式中, RI 为判断矩阵的平均随机一致性指标, 1~15
阶判断矩阵的 RI 值如表 2。当 CR<0.10 时, 判断矩
阵具有令人满意的一致性, 否则需调整矩阵, 以消
除过高的不一致性, 直到满意为止。
同理可得准则层Bl对目标层A的重要性排序(权
重 wl)。
1.3.4.2 熵权法确定评价指标权重(e)
熵权法确定指标层 Cj对准则层 Bl或目标层 A的
48 中国生态农业学报 2014 第 22卷


表 2 平均随机一致性指标 RI值
Table 2 RI value of average random consistency index
阶数 Order 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15
RI值 RI value 0 0 0.52 0.89 1.12 1.26 1.36 1.41 1.46 1.49 1.52 1.54 1.56 1.58 1.59

熵权(权重 ej)的具体步骤如下[20]:
①计算第 j个指标熵值, 计算式为:
1
ln
n
j i j i j
i
H k f f
=
= − ∑ (8)
式中 : Hj 为第 j 个指标的熵值 ; k 为调节系数 ,
1 / lnk n= ; fij(i 为样本数 1, 2, ⋯, n; j 为指标数 1,
2, ⋯, m)为评价指标量化值,
1
/
n
ij ij ij
i
f x x
=
= ∑ , 当 fij=0
时, 令 fijlnfij=0。
②计算第 j 个指标对准则层 Bl或对目标层 A 的
熵权(ej), 计算式为:
1
1 j
j m
j
j
H
e
m H
=
−=
−∑
(9)
③计算准则层 Bl对目标层 A的熵权(权重 el), 计
算式为:
1
m
l j
j
e e
=
= ∑ (10)
式中, ej为第 j个指标相对于目标层 A的熵权。
1.3.4.3 AHP-熵权法确定评价指标的综合权重(β)
计算指标层Cj对准则层Bl的综合权重(βj), 计算
式为:
1
j j
j m
j j
j
w e
w e
β
=
=
∑
(11)
同理可得准则层 Bl对目标层 A的综合权重(βl)。
评价指标综合权重见表 3。
2 结果与分析
2.1 植物篱模式综合生态效益的评价指标差异分析
由表 4可知, 与常规横坡农作模式相比, 植物篱模
表 3 植物篱模式综合生态效益评价指标权重
Table 3 Weights of evaluation indexes for comprehensive ecological benefits of hedgerow pattern
准则层 Rule layer B1 B2 B3 B4
综合权重(βl) Comprehensive weight 0.382 0.473 0.138 0.007
指标层 Index layer C1 C2 C3 C4 C5 C6 C7 C8 C9 C10 C11 C12 C13 C14 C15 C16
综合权重 βj Comprehensive weight 0.139 0.861 0.593 0.407 0.044 0.169 0.787 0.001 0.004 0.012 0.260 0.049 0.021 0.245 0.371 0.036
表 4 植物篱模式综合生态效益评价指标量化值(平均值±标准差)
Table 4 Original values of evaluation indexes for comprehensive ecological benefits of hedgerow patterns (mean ± SD)
指标 Index T1 T2 T3 T4 T5 T6
C1 331.50±106.60a 48.45±18.41b 102.11±39.62b 423.56±122.61a 109.30±27.42b 176.56±54.35b
C2 16.59±7.96a 0.63±0.11b 1.28±0.62b 15.39±9.07a 0.82±0.31b 1.01±0.49b
C3 35.55±12.32a 2.68±0.42b 3.55±0.82b 31.05±13.10a 3.50±0.11b 5.01±1.17b
C4 18.70±8.97a 0.73±0.10b 1.57±0.71b 17.30±8.66a 1.03±0.26b 1.27±0.48b
C5 2.04±1.13b 3.71±1.76ab 4.11±2.19a 2.76±1.16ab 4.30±0.95a 4.56±1.91a
C6 −1.75±1.92b 1.42±1.75a 1.28±2.10a −1.30±1.81b 2.34±2.35a 1.67±2.85a
C7 0.70±0.52c 1.20±1.04c 1.00±0.84c 2.65±3.31bc 6.04±4.78a 5.48±3.50ab
C8 1.46±0.03a 1.39±0.06b 1.38±0.08bc 1.43±0.04a 1.34±0.06c 1.34±0.04c
C9 49.71±2.01a 50.14±2.85a 50.19±2.80a 46.35±1.83b 49.20±3.13a 50.05±4.64a
C10 18.75±2.00a 19.46±2.34a 19.78±1.52a 19.62±1.94a 20.40±2.80a 20.06±2.94a
C11 6.38±1.12ab 7.34±1.66a 6.70±1.66ab 5.88±1.45b 7.07±1.43ab 7.10±1.58a
C12 0.59±0.08bc 0.68±0.11a 0.61±0.08abc 0.53±0.15c 0.62±0.09ab 0.61±0.10abc
C13 1.07±0.14a 1.14±0.11a 1.11±0.16a 1.04±0.20a 1.11±0.16a 1.12±0.18a
C14 26.11±6.16b 33.45±6.98a 32.38±4.85a 25.86±8.12b 33.18±10.18a 30.40±7.01ab
C15 10.09±3.37ab 11.04±4.86a 11.22±4.01a 7.76±3.12b 8.09±1.42b 8.26±1.67b
C16 45.29±3.52b 49.02±4.71b 46.97±4.41b 45.81±3.76b 47.91±5.19b 54.51±9.72a
同行数据后不同小写字母表示 LSD检验在 P=0.05 水平上差异显著。T1、T2 和 T3分别表示 20° 坡地常规横坡农作、紫穗槐间作农作、香根
草间作农作模式; T4、T5和 T6分别表示 13°坡地常规横坡农作、紫花苜蓿间作农作、蓑草间作农作模式。Different small letters in the same column show
significant difference at 0.05 level according to LSD test. T1, T2 and T3 represent treatments of conventional cross-slope farming, Amorpha fruticosa hedgerow
inter-farming, and Vetiveria zizaniodes hedgerow inter-farming patterns in 20° slope land, respectively; T4, T5 and T6 represents treatment of conventional
cross-slope farming, Medicago sativa hedgerow inter-farming and Eulaliopsis binata hedgerow inter-farming patterns in 13° slope land, respectively.
第 1期 蒲玉琳等: 紫色土区坡耕地植物篱模式综合生态效益评价 49


式下地表径流量、土壤侵蚀量、总氮流失量、总磷流失
量和土壤容重平均值分别显著降低 58.3%~85.4%、
92.3%~96.2%、83.9%~92.5%、91.6%~96.1%和 4.8%~
6.5%, 土壤抗剪强度、抗蚀性指数、抗冲性指数、
总孔度、<0.002 mm粒径黏粒与有机质、全氮、全磷、
速效氮、速效磷、速效钾含量平均值分别增加或显著
增加 55.8%~101.8%、2.96%~3.63%、42.7%~128.2%、
0.9%~8.0%、2.2%~5.5%、5.0%~ 20.1%、5.0%~16.5%、
4.0%~8.0%、17.5%~28.3%、4.2%~11.2%、3.7%~19.0%。
说明紫穗槐等植物篱模式可有效保持水土、降低氮
磷流失, 提高土壤抗剪强度、抗蚀性与抗冲性, 改善
土壤理化性质。20º坡耕地紫穗槐模式改善坡耕地各
生态效益指标的效应一般大于香根草模式; 13º坡耕
地紫花苜蓿模式改善坡耕地各土壤抗蚀性指标、水
土与氮磷流失量指标的效应一般大于蓑草模式, 土
壤理化性质(除容重、黏粒与氮素含量外)指标则相
反。表明不同植物篱模式改善坡耕地各生态效益指
标的效应不一致 , 这与不同类型植物篱的根系特
征、生物学特性有关。
2.2 植物篱模式综合生态效益分析
利用坡耕地植物篱模式综合生态效益评价指标
的标准化值(表 5)与综合权重值(表 3), 按公式(1)计
算得到其综合生态效益及不同类型生态效益指数
(表 6)。由表 6可知, 20°坡耕地紫穗槐模式(T2)综合
生态效益(A)、保持水土效益(B1)、控制农业面源污
染效益(B2)、提高土壤抗侵蚀力(B3)与土地生产力效
益(B4)指数分别比常规横坡农作模(T1)增加 301.9%、
278.4%、346.6%、107.2%和 23.6%; 香根草模式(T3)
分别增加 288.1%、262.6%、333.9%、93.7%和 25.3%。
13º坡耕地紫花苜蓿模式(T5) A、B1~B4指数分别比常规
横坡农作模(T4)增加 215.6%、237.5%、220.2%、126.0%
和 33.6%; 蓑草模式(T6)的分别增加 206.4%、228.6%、
212.6%、106.3%和 35.8%。说明与常规横坡农作模
式相比, 坡耕地植物篱模式综合生态效益、保持水土
效益、控制农业面源污染效益、土壤抗侵蚀力与土地
生产力效益明显提高。同一坡度下不同植物篱模式提
高坡耕地生态效益的效应不一致。20°坡耕地 T2的 A、
B1~B3增加幅度大于 T3, B4相近; 13°坡耕地 T5的 A、
B1~B4增加幅度大于 T6, B4也相近。不同坡度下植物
篱模式提高坡耕地生态效益的效应也不一致。20°坡
耕地植物篱模式 A、B1 和 B2 增加幅度分别平均为
295.0%、270.5%和 340.2%, 大于 13°坡地的 211.0%、
233.0%和 216.4%; 而 B3、B4 增加幅度分别平均为
100.5%、24.4%, 小于 13º坡地的 116.2%、34.7%。但
就植物篱模式提高坡耕地综合生态效益而言, 20°坡
耕地为紫穗槐模式>香根草, 13°坡耕地为紫花苜蓿>
蓑草; 20°坡耕地>13°坡耕地。可见灌木类植物篱模式
提高 20°以上坡耕地综合生态效益的效应最大。
表 5 植物篱模式综合生态效益评价指标标准化平均值
Table 5 Standardized mean value of evaluation index for comprehensive ecological benefits of hedgerow patterns
处理
Treatment
C1 C2 C3 C4 C5 C6 C7 C8 C9 C10 C11 C12 C13 C14 C15 C16
T1 0.422 0.236 0.209 0.351 0.222 0.285 0.041 0.162 0.451 0.281 0.375 0.494 0.480 0.393 0.497 0.17
T2 0.960 0.996 0.992 1.478 0.496 0.606 0.081 0.56 0.415 0.420 0.558 0.742 0.594 0.666 0.396 0.344
T3 0.858 0.964 0.972 1.426 0.561 0.591 0.065 0.711 0.496 0.485 0.473 0.578 0.601 0.592 0.552 0.240
T4 0.247 0.293 0.316 0.439 0.340 0.331 0.193 0.307 0.229 0.375 0.283 0.442 0.478 0.430 0.318 0.245
T5 0.844 0.986 0.973 1.459 0.592 0.698 0.458 0.786 0.356 0.579 0.511 0.616 0.578 0.677 0.256 0.365
T6 0.716 0.977 0.937 1.444 0.635 0.631 0.414 0.741 0.569 0.579 0.529 0.587 0.602 0.600 0.290 0.619
表 6 植物篱模式生态效益指数
Table 6 Ecological benefits indexes of hedgerow patterns
效益指数 Benefit index T1 T2 T3 T4 T5 T6
保持水土 B1 Soil and water conservation 0.262 0.991 0.950 0.286 0.967 0.941
控制农业面源污染 B2 Controlling agricultural non-point source pollutant 0.266 1.190 1.156 0.366 1.171 1.143
土壤抗侵蚀力 B3 Soil anti-erosion force benefit 0.091 0.188 0.176 0.223 0.504 0.460
土地生产力 B4 Land productivity 0.424 0.524 0.531 0.343 0.459 0.466
综合生态效益 A Comprehensive ecological benefit 0.242 0.971 0.938 0.316 0.996 0.967

坡耕地植物篱模式不同类型生态效益指数 B1、
B2、B3 和 B4 分别较常规横坡农作模式平均增加
251.8%、278.3%、108.3%和 29.6%, 可见坡耕地植物
篱模式提高不同类型生态效益的效应大小为 :
B2>B1>B3>B4。因此, 植物篱模式能有效控制农业面
源污染和保持水土, 提高土壤抗蚀力和土地生产力,
尤其是控制富营养化元素氮磷的流失。
3 讨论与结论
植物篱模式不仅能减少坡地水土与氮磷等农业
50 中国生态农业学报 2014 第 22卷


面源污染物流失量, 而且能提高土壤抗侵蚀力与土
地生产力, 主要是由于以下多种作用相互共存与耦
合的结果。首先, 植物篱的茎叶覆盖作用一方面减
少了土壤水分蒸发, 另一方面截留了降雨, 减小了
雨滴击溅动能 [21], 可增加水分入渗时间与入渗量 ;
其次, 带状植物篱的基部茎叶直接覆于地面, 因其
机械阻滞、粘滞作用[22]与回水带[23]效应, 截断了连
续坡面 , 减缓了坡度 , 降低了水流速度与冲刷力 ,
可缓流阻沙; 再次, 植物篱的根系缠绕固结和穿插
作用 [24], 可提高土壤的抗侵蚀力和渗透性 ; 最后 ,
植物篱通过根系吸收作用可保蓄养分, 再通过返回
的枯落物分解后可有效向土壤归还营养元素[25], 不
仅增加土壤养分含量, 还可改善土壤物理性质。因
此, 西南紫色土区坡耕地紫穗槐等植物篱模式综合
生态效益及保持水土等生态效益指数均明显大于常
规横坡农作模式, 这与祝其丽等 [2]报道四川省宁南
县双行新银合欢与山毛豆植物篱模式生态效益(主
要是保持水土效益与提高土壤养分肥力效益)指数
明显大于顺坡农作模式的结论相似。
灌木植物篱随生长年限增加, 生长旺盛, 能增
强茎叶覆盖效应、基部茎叶的机械阻滞等效应、根
系缠绕固结和穿插效应 , 从而增强土壤抗侵蚀力 ,
增大水分入渗量, 减少水土与氮磷的流失量, 提高
土壤黏粒、有机质与氮磷养分含量, 进一步改善土
壤物理性质。草本植物篱随生长年限增加, 尤其是
旺盛生长年后, 茎叶覆盖等效应呈减弱趋势, 导致
综合生态效益与保持水土等生态效益随之减小。因
此, 20° 坡耕地紫穗槐灌木植物篱模式的综合生态效
益与保持水土等生态效益均明显优于香根草草本植物
篱模式, 这与黎建强[4]报道黄荆(Vitex negundo)、臭椿
(Ailanthus altissima)和八角枫(Alangium chinense)类灌
木植物篱的综合生态效益及土壤改良等效益均大于
紫背天葵(Gynura bicolor) 蔊、 菜(Rorippa indica)和空
心莲子草(Alternanthera philoxeroides)类草本植物篱
的结论相吻合。13º坡耕地紫花苜蓿植物篱模式的综
合生态效益和保持水土等生态效益略优于蓑草植物
篱模式, 这也是由于紫花苜蓿和蓑草的生物学特性
差异, 致使随生长年限增加, 前者的茎叶覆盖等效
应强于后者。由于 20°坡耕地常规农作模式综合生态
效益(0.242)小于 13°坡耕地常规农作模式(0.316), 致
使 20°坡地植物篱模式综合生态效益的增加幅度大
于 13°坡耕地植物篱模式。因此, 植物篱模式增加综
合生态效益的幅度随坡度增大而增大。
植物篱模式下不同类型生态效益存在差异, 这
是因为植物篱模式下植物篱的茎叶覆盖作用和根系
固结与穿插作用的直接效应是拦蓄水土, 尤其是土
壤颗粒(侵蚀土壤), 而农业面源污染物氮磷流失量
85%以上是泥沙态(侵蚀土壤携带)。植物篱控制水土
及氮磷流失的效应又主要表现为两方面, 一是直接
提高土壤水分、微生物、黏粒和有机质等养分含量,
二是黏粒、有机质和微生物能通过各种作用力形成
土壤微团聚体, 再经多级团聚形成土壤大团粒, 从
而改善土壤容重、孔性、结构性等物理性状。根系固
结与穿插作用及土壤理化性质的改善才能进一步增
强土壤抗侵蚀力。三峡库区的重庆市江津区、忠县和
湖北省秭归县的灌木植物篱模式表现为保持水土效
益≈控制农业面源污染效益>土壤改良效益>增加土
壤养分效益, 草本植物篱模式控制农业面源污染效
益>增加土壤养分效益[4]。本研究显示, 西南紫色土
区坡耕地植物篱模式不同类型生态效益指数大小为,
控制农业面源污染效益 B2(1.165)>保持水土效益
B1(0.962)>土地生产力效益 B4(0.495)>土壤侵蚀力效
益 B3(0.332), 这与黎建强[4]的研究结论基本一致。
综上所述, 在西南紫色土区, 农业生产比较效
益低, 劳动力投入较少, 化学肥料施用量大的背景
下, 在坡耕地, 尤其是 20°以上坡耕地推广与实施灌
木类植物篱模式可大幅提高其综合生态效益, 若优
选经济价值较高的灌木类植物篱 [如枣 (Zizyphus
jujube)、花椒 (Zanthoxylum bungeanum)]等植物篱 ,
再配合平衡施肥等技术及人工管理措施还可望取得
良好经济效益及社会效益。
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