2024, Vol. 44 
2. 中国科学院 水利部 水土保持研究所, 陕西 杨凌 712100;
3. 中国科学院大学, 北京 100049;
4. 西北农林科技大学, 水土保持科学与工程学院, 陕西 杨凌 712100
2. Institute of Soil and Water Conservation, Chinese Academy of Sciences and Ministry of Water Resources, Yangling, Shaanxi 712100, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
4. College of Soil and Water Conservation Science and Engineering, Northwest A&F University, Yangling, Shaanxi 712100, China
水土流失是中国主要的生态环境问题之一[1]，其不仅造成土地退化、植被退化、粮食危机等生态和社会问题，同时也伴随着土壤碳氮等养分的流失和重分配[2-3]。黄土高原是中国土壤侵蚀强度最大的地区，为防治水土流失，中国自建国初以来开展了一系列的水土保持工作，显著地减轻了区域土壤侵蚀[4-6]，同时也改变了流域内的土壤有机碳(SOC)等营养元素的迁移、沉积和矿化过程[7]。作为最有效的水土保持工程措施之一，淤地坝在拦沙滞沙、减少泥沙入黄、流域滞洪防洪等方面发挥了显著作用。同时，淤地坝建设也显著改变了流域内SOC的迁移过程 [8-10]，一方面，淤地坝将侵蚀泥沙淤积在坝前，从而使SOC未随径流发生迁移[11]；另一方面，泥沙淤积过程能快速封存SOC，使其迅速隔绝氧气，降低矿化速率，使沉积坝地土壤保持一定有机碳丰度[12-13]。
淤地坝坝控小流域内，侵蚀泥沙直接来源于流域内各土地利用区的表层和上层侵蚀土壤或母质，受水力、重力等侵蚀作用后沉积于坝后沟道内形成平坦坝地[14-16]。已有研究通过不同次侵蚀沉积过程下不同沉积土层的沉积泥沙特征分析，认为相较于降雨因素，流域水土保持措施会对沉积泥沙特征造成更大影响，不同土地利用下的土壤侵蚀模数存在显著差异[17]。同时，其他学者通过对流域内沉积层土样的放射性碳同位素进行测定[18-20]，揭示了淤地坝坝地地表SOC主要来源于沟壁，其次为农田。此外，还有学者研究指出流域内坡面等侵蚀区的土地利用，会对同一流域内沉积区表层土壤的有机质、氮磷等营养元素产生影响[21-22]。然而，目前淤地坝坝地内SOC的空间分布特征，坝控流域土地利用对坝地表SOC的影响等问题还有待进一步探究。这些问题的存在，限制了小流域内淤地坝与其他沟道和坡面水土保持措施的协同[23]，因此，开展坝地SOC空间分布特征的研究，以及坝控流域内不同土地利用对地表SOC的影响，具有重要意义。
因此，本文以黄土高原中部的岔巴沟流域为研究区，在岔巴沟内分别选择坡耕地占比较高，梯田建设规模较大，以及保留有较完整草地的3个土地利用方式存在明显差异的坝控小流域，研究中实地考察并对流域进行土样采集和影像获取，测定采集土样的SOC的含量，以及坝地SOC的粒径特征。根据测定结果，分析SOC在坝地内的空间分布特征以及不同土地利用对坝地内地表SOC的影响，以期为淤地坝建设与流域生态环境协同发展提供科学依据。
1 研究区域及方法 1.1 岔巴沟概况及坝控小流域选择(1) 岔巴沟流域概况。岔巴沟流域位于陕西省榆林市子洲县北部(109.5°—110.1°E, 37.5°—37.8°N)，是大理河的一级支流，岔巴沟全长26.6 km，流域面积205 km2。岔巴沟属黄土丘陵沟壑区，沟壑密度1.05 km/km2，主沟比降7.57‰，土壤为黄土发育而成，土质疏松，易遭侵蚀。流域年平均降水量约为474 mm，降雨多集中于夏季，因短骤型降雨频发，流域内侵蚀严重，洪水泥石流等灾害较多。流域内的主要自然景观为草地，乔木、灌木林地较少，主要农业用地类型为旱作坝地、梯田、缓坡耕地。
(2) 采样淤地坝选择。为探究淤地坝坝地内的SOC分布特征，以及流域内土地利用差异对坝地内SOC含量的影响，本文在岔巴沟流域内选择了3个坝控小流域，为保证所选坝控流域的科学性和代表性，采样小流域的选择满足以下条件：①需选择无其他淤地坝建设的源头闷葫芦坝淤地坝，理论上坝控流域内水土流失造成的侵蚀泥沙全部沉积在淤地坝坝地内。②所选淤地坝具有相近的建坝时间、相似的淤积期和淤积状态，坝地沉积后耕作方式一致(本文所选3个淤地坝坝地均为旱作玉米农地)。③所选淤地坝所在的坝控流域内，草地、梯田、坡耕地等地类面积占比不同，土地利用方式存在明显差异。根据上述条件，本研究于2023年4月25—28日实地考察了岔巴沟流域内多个建成淤地坝后，选择了3个坝控小流域，进行了土地利用区和坝地内的土样采集、无人机航拍，构建了3个小流域真彩色高分影像，统计了不同坝控小流域的土地利用特征以及地形特征(图 1)。
|
表 1 采样淤地坝基本情况 Table 1 Basic situation of sampling check-dams |
|
注：A，B，C分别为采样淤地坝编号。下同。 图 1 岔巴沟内采样小流域的选择及其景观特征 Figure 1 Selection of sampling watersheds and their landscape characteristics |
(3) 不同坝控小流域的土地利用区特征。本研究中，通过无人机航拍获取了流域的遥感影像并进行了拼接处理，采用ArcGIS 10.2对研究区小流域的影像进行了目视解译，以划分小流域内不同的土地利用区。3个坝控流域土地利用占比情况如图 2所示，不同小流域内土地利用类型面积占比差异最大的为梯田，A，B，C坝控流域梯田占比分别为9%，38%，23%。其次是坡耕地，其面积占比分别为16%，6%，4%。此外，不同流域最主要的土地利用类型均为草地，在A，B，C坝控流域内的占比分别为74%，51%，72%。研究区内林地(乔木林和灌木林)面积较小，呈零星分布，在B淤地坝控流域内占比略高，为3%。
|
图 2 各采样点坝控小流域的土地利用类型特征 Figure 2 Land use types of different dam-controlled watersheds |
(1) 淤地坝土壤采集。淤地坝坝控流域内土壤采样，分为坝地内采样和流域不同土地利用类型的采样。本研究在选定采样淤地坝后，于2023年4月29日至5月5日，对岔巴沟流域所选择的3个坝控小流域进行了坝地和不同土地利用区的土样采集工作，小流域的无人机飞行与土样采集工作为同期开展。
坝地内采样时，设定坝体为前方，将坝地沿沟道自然方向从坝体到沟头分为前、中、后3段采样区间。每段采样区间内，沿平行于淤地坝长轴的方向选择采样截面，从左向右分为左、中、右3个采样点，每个淤地坝坝地内共设9个采样点。每个采样点内，0—100 cm土层采样间隔为20 cm；100 cm以下的土层采样间隔为50 cm，同一土层内土样经均匀混合后按四分法取样[19]。当采集土样由均一质或较均一质淤土变为存在白色钙质结核的非均质黄土时，即确定已采样至沉积层之下的黄土母质，并结束该样点采样同时记录采样深度。3个坝控流域内，共采集290个淤地坝坝地土样。
依据坝控流域内土地利用目视解释结果，本文选择梯田、坡耕地、草地作为不同土地利用采样区。每个地类内的采样深度统一为200 cm，土层采样间隔与坝地采样相同。采取随机抽样方式选择3个采样点，将3个采样点土样混合均匀后，采用四分法取土，标记为一个土样。
(2) SOC及粒径测定。岔巴沟采集土样于2023年5月6日运回中国科学院水土保持研究所人工模拟干旱大厅，于干旱大厅进行自然避光风干至恒重。5月13日至15日，对3个小流域坝地内采样土样和不同土地利用区土样进行了人工研磨并过筛，以便进行SOC、土壤粒径分析。
2023年5月15日至6月5日，于黄土高原土壤侵蚀与旱地农业国家重点实验室，对坝地和不同土地利用区的土样采用重铬酸钾—硫酸消解法测定了土壤有机碳的含量。2023年10月至11月，于西北农林科技大学资源环境学院水工实验室，对土壤粒径测试的土样进行了样品标记和预处理工作。土壤粒径测试试验前，首先分别加入稀盐酸和双氧水并加热，以去除土样水样混合测定样品中的有机质和碳酸盐，土样粒径的激光粒径仪上机测定于西北农林科技大学资源环境学院完成。
1.3 数据处理及统计分析表层土壤有机碳密度(SOCD)反映了土壤肥力指标，本文计算了坝控小流域内坝地以及不同土地利用区0—100 cm土层的土壤有机碳密度，其公式为:
| $ \mathrm{SOCD}=\mathrm{SOC} \cdot \mathrm{BD} \cdot h $ | (1) |
式中：SOCD代表土壤有机碳密度(kg/m2); SOC为土壤有机碳含量(g/kg)；BD为土壤容重(g/cm3), 本文土壤容重数据, 参考了前人在靠近研究区的黄土高原相同气候地形区测定的土壤容重[22]数据; h为测定土层深度(m)。
本文应用Excel对测定数据进行了整理，参考前人不同地特征等因素对地表土壤营养元素的研究思路[21-22]，应用SPSS 25.0，分析了土壤粒径、流域地类特征等相关因素对坝地内地表 0—200 cm深度土层SOC的含量影响。
2 结果与分析 2.1 不同土地利用区SOC含量差异由表 2可知，3个研究小流域内，梯田SOCD始终在较高的水平，为6.48~7.79 kg/m2。不同小流域内坡耕地SOCD变率较大，A淤地坝坝控流域内的SOCD最低，为4.85 kg/m2；B淤地坝坝控流域的SOCD最高，为7.21 kg/m2。此外，3个流域内草地的SOCD分别为5.24，5.80，6.30 kg/m2。
|
|
表 2 坝控小流域不同土地利用的土壤有机碳密度(SOCD)特征 Table 2 Soil organic carbon density of different land uses at dam-controlled watersheds |
图 3反映了不同土地利用的SOC的垂直分布，A淤地坝坝控流域中，不同土地利用类型的表层0—40 cm采样土壤的SOC含量随采样深度增加快速降低，在40—200 cm的采样土层内SOC含量变化较小，梯田的SOC含量在全采样深度内高于坡耕地和草地。在B淤地坝坝控流域不同地类中，坡耕地、草地的SOC垂直变化与A淤地坝3种地类基本相同，梯田内SOC随深度增加的下降趋势缓于A淤地坝内的梯田，并在0—60 cm采样土层内减少最快，从7.0 g/kg下降到4.3 g/kg。C淤地坝坝控区内，不同地类的SOC均在0—60 cm采样土层内随深度较快减少，且均在40—60 cm采样深度内降为3.9 g/kg左右，在60—200 cm的采样土层内，不同土层深度、不同地类的SOC差异较小，均值为3.7 g/kg。
|
图 3 坝控小流域不同土地利用区土壤有机碳(SOC)的垂直分布特征 Figure 3 Vertical distribution of soil organic carbon in different land use of dam-controlled watersheds |
由图 4可知，A淤地坝坝地土壤前、中、后采样区土壤中值粒径和粒级分布的变化较小，土壤中值粒径的均值分别为0.032，0.032，0.031 mm，粒级砂粒、粉粒、黏粒组成变化小于2%；B淤地坝坝地土壤中值粒径和粒级分布差异明显，前、中、后采样区间内土壤中值粒径均值分别为0.027，0.019，0.023 mm，中、后段采样区间粉粒相较前一段先增加7%后减少4%。砂粒则先减少8%后增加4%；C淤地坝坝地前、中、后采样土壤的中值粒径均值分别为0.033，0.036，0.030 mm，粒级分布明显变化，中、后段采样区粉粒占比先下降至58%，后上升至63%，砂粒占比则先增加至38%，后降低至33%。
|
注：图中坝地前、中、后段指坝地内采样时，设定坝体为前方，将坝地沿沟道自然方向从坝体到沟头分为前段、中段、后段采样区间。下同。 图 4 不同坝控小流域坝地土壤粒径特征 Figure 4 Soil particle characteristics in dam fields of different dam-controlled watersheds |
不同研究小流域间，A，C坝地内土壤中值粒径相似，土粒平均中值粒径均显著大于B淤地坝；同时A，C坝地内粒级分布砂粒、粉粒、黏粒组成接近，砂粒的含量显著大于B坝控流域内坝地土样。此外，不同小流域坝地内土壤黏粒变化均较小，含量均在4%~6%左右。
2.3 坝地SOC空间分布特征(1) 坝地SOC的垂直分布特征。A淤地坝坝地，SOC在0—20 cm土层含量最高，在20—80 cm土层内随深度增加，SOC含量快速下降，SOC平均值在前、中、后采样区内分别从6.5，6.8，5.3 g/kg下降到了3.5，3.6，3.2 g/kg。在100 cm以下至淤积最深处，SOC变化幅度较小，均值为3.35 g/kg。B淤地坝坝地0—20 cm土层的SOC含量最高，在100 cm土层深度内，SOC含量随深度增加迅速下降。80—100 cm的采样土层，各个采样点的SOC含量均在4.0 g/kg左右。在100 cm以下的土层深度内，SOC随深度呈缓慢下降趋势。C淤地坝坝地前段采样区内，SOC变化趋势与A，C淤地坝坝地基本相同：0—20 cm土层内最高，在20—80 cm土层内快速下降，在80 cm以下采样土层内缓慢下降。中段、后段采样区内，SOC含量峰值出现在80—100 cm，在80—150 cm的土层深度SOC含量迅速下降，150 cm以下土层的SOC含量在3.0~3.4 g/kg内小幅度波动(图 5)。
|
图 5 各坝地SOC的垂直分布特征 Figure 5 Vertical distribution of SOC in different sites of check-dam fields |
(2) 坝地SOC的水平分布特征。图 6显示了小流域坝地内，SOC在每个采样土层内的水平分布特征。A淤地坝坝地内，不同采样深度内SOC含量在坝地右端普遍较高；沿沟道水流方向，从小流域源头到坝体，SOC含量总体上呈上升趋势。
|
图 6 SOC在不同淤地坝坝地内的水平分布特征 Figure 6 Horizontal distributionof soil organic carbon in different sites of check-dam field |
B淤地坝坝地内土样SOC均值最大。在不同深度土层，SOC含量在坝地前段采样区最低，在中、后段采样区较高。在同一土壤采样面内，SOC的极大值几乎均出现在左后两侧。
C淤地坝坝地内0—60 cm SOC含量，沿坝体向沟道源头方向呈下降趋势。在80—150 cm的不同采样面内，坝地不同采样平面的SOC含量呈对称分布特征。
2.4 不同小流域的SOC差异B淤地坝坝地内，坝地整体的SOC均值和中位数均大于4.0 g/kg，明显高于A，C淤地坝，A，C坝地内SOC含量均低于4.0 g/kg，同时A淤地坝SOC高于C淤地坝，SOC均值分别为3.9，3.5 g/kg。3个采样坝地，前、中、后不同采样区内的SOC含量的高低顺序与整体顺序相同，B淤地坝SOC含量均明显高于A，C淤地坝，A淤地坝SOC含量均略高于C淤地坝。
A淤地坝坝地内，前、中采样区不同深度、不同样点的SOC含量变异性较小，含量为3.8 g/kg，后段采样区SOC略低同时变率较大，中位数和均值分别为3.4，3.6 g/kg；B淤地坝内，中、后段采样SOC含量显著大于前段；C淤地坝坝地内，前、中、后采样点内SOC含量变化较小，均为3.5 g/kg左右(图 7)。
|
图 7 各坝控流域淤地坝SOC特征 Figure 7 Soil organic carbon in different dam field of dam-controlled watersheds |
3个坝控小流域内，不同土地利用类型的面积大小占比、不同地类占比与该地类SOCD的二元乘积，均可能对坝地内0—200 cm表土层内SOC的含量造成潜在影响。本文进行了SOC含量与以上3种土地利用的相关变量以及土壤粒级、中值粒径的相关性分析。
坝地内采集土样的SOC含量与土壤中值粒径、土壤砂粒含量呈负相关关系，与黏粒、粉粒含量呈显著正相关关系。
在不同地类中，SOC含量与坡耕地面积占比、坡耕地占比和SOCD的二元乘积均与坝地内SOC无明显相关性关系。坝地内SOC与梯田面积占比、梯田占比和SOCD的二元乘积均呈显著的正相关关系。淤地坝坝地内SOC含量与草地面积占比、草地占比和SOCD的二元乘积均呈显著负相关关系(表 3)。
|
|
表 3 各坝控小流域SOC及其潜在影响因素的相关性 Table 3 Correlation between SOC and its potential influencing factors of different dam controlled watershed |
在SOC的垂直分布特征上，不同坝地内SOC含量的峰值均出现在0—20 cm土层中，出现峰值后土层内SOC随土层深度增加快速下降，与以往研究结果一致[24]。由于地表植被枯落物等外源性SOC直接向坝地地表输入，导致表层SOC含量较高。表层土之下的浅土层透气性较好，好氧微生物活跃，SOC的矿化作用强，因此随土层深度增加，SOC含量会快速降低。深层土透气性条件较差，好氧微生物活动减弱，矿化速率低，SOC含量基本保持稳定。而C淤地坝坝控流域内，可能是由于坝地内进行了深耕等整地措施[25]，在中、后段采样区间，SOC含量峰值未出现在0—20 cm土层中，而在近表层60—100 cm的土层中出现峰值。
SOC的水平分布特征中，坝地内左右端SOC高于中部，或是由于发生侵蚀沉积过程的暴雨侵蚀事件中，不同粒径的侵蚀泥沙在淤地内的沉积位置不同[20]，在坝地内，靠近坡面的两侧区域，相较于沟道中心部位地势较高，造成了粒径较大的土粒因重力而迁移沉积于淤地中段，而粒径较小土粒多分布于两端。在以往研究中，存在沿水流方向上，近坝端SOC含量较高的特征[26]，本文中A淤地坝出现了类似的特征，B，C淤地坝则无此类分布特征，这是由于坝控流域的大小、形状等存在差异造成的水流方向上SOC的分布不同。
3.2 不同坝控小流域的SOC差异3个不同小流域坝地内地表 0—200 cm土层深度的SOC含量存在明显差异，B淤地坝坝地内SOC的含量显著高于A，C淤地坝。一方面，B淤地坝坝地内土壤中值粒径显著低于A，C淤地坝，在一定粒径范围内，SOC含量与研究土样的土粒中值粒径呈显著负相关关系，这是由于土壤粒径越小，土壤比表面积越大，吸附力越强，SOC等养分被吸附越多[27]。另一方面，坝地内表层SOC含量与小流域梯田面积占比呈显著正相关关系，同时SOC的测定，梯田表层土中的SOCD普遍高于坡耕地和草地，与前人研究一致[28]，梯田建设保护了土地内团聚体的稳定性，更有效地利用了肥力，显著增加了流域固定SOC的能力，使得梯田表层SOC含量最高。B淤地坝坝控流域内梯田面积占比较大，淤地坝坝地更易获得梯田这一表土层SOC含量较高的地类内迁移出的侵蚀泥沙。以往研究中，也揭示了梯田内因侵蚀而发生迁移并沉积在坝地内的土粒，相较于其他地类土粒颗粒更细[29]，B淤地坝坝地内土壤粒径较小，从而更易吸附SOC。除梯田外，3个坝控流域内坝地SOC含量与草地地类呈负相关关系，这或是由于3个小流域内草地SOC含量都较低，同时草地的植被盖度比农业用地的植被盖度高，减轻了的雨滴溅蚀，同时增加了降雨和径流的渗透，从而一定程度减少了径流，减轻了表土层的土壤侵蚀，从而降低了草地内SOC的损失[30]，所以流域内草地对坝地内SOC贡献较小。此外，坝地内的SOC含量与坡耕地面积占比，坡耕地占比同坡耕地SOCD的二元乘积无显著相关关系，或因为3个流域内坡耕地占比普遍较低，这可能需要开展更多流域内的土地利用与坝地SOC采样和研究，进一步解释坡耕地与坝地内SOC的相关关系。
本研究中A，B，C流域的平均坡度分别为35.09°，22.57°，30.49°，B流域显著小于A，C流域。不同流域内地形坡度的差异，一方面会影响流域内接受太阳辐射的强度和时长，进而影响地表温度以及地面蒸散发水平，进而影响地表水分状况[31-32]。此外，流域内坡度与土壤侵蚀发生频率及强度均显著相关，因此，坡度较小的流域内，植被生长状况相对较好，更有利于固碳以及坝地内有机碳的汇聚。流域内梯田的建设，改变了梯田地类内的地形和坡度，从而对流域平均坡度也会产生影响，进而影响流域内的固碳水平。
以上因素，造成了B淤地坝坝内SOC含量水平显著高于A，C淤地坝。
4 结论由于土地利用特征不同，不同淤地坝坝地内SOC含量存在明显的差异，同时SOC的分布由于受土壤侵蚀发生机制、SOC和矿化速率等因素影响，呈以下空间分布特征。
(1) 在垂直方向上，由于表土层外源性SOC的输入，表层土(0—20 cm)SOC含量达到峰值，而后在20—100 cm土层中因土壤透气性较好、矿化作用强而快速降低，后随深度增加透气性降低，好氧性微生物活动减弱，矿化速率降低，SOC含量基本保持稳定(3.0~4.0 g/kg)或小幅波动。
(2) 沿沟道水流方向上，由于受淤地坝大小，侵蚀沉积特征等因素的影响，SOC在采样中、后段含量高于前段，靠近坡面的左右两侧高于沟道中心。
(3) 在不同坝控流域内，梯田面积占比较高的B淤地坝坝地SOC含量均值为4.4 g/kg，显著高于A淤地坝坝地SOC均值3.9 g/kg和C淤地坝的3.5 g/kg。
(4) 不同地类对坝地0—200 cm表土层SOC的影响不同，坡耕地在不同流域内面积普遍较小，坡耕地相关变量与坝地内表层SOC无明显相关关系。梯田地类的SOC含量最高，同时梯田侵蚀输出的泥沙粒径较小，影响了坝地内土壤粒径，进而增加了土粒对SOC的吸附，正向影响坝地内表土层SOC含量。研究区草地SOC含量较低，同时草地增加了地表覆被，降低雨滴溅蚀、增加入渗而减少径流，使表土层侵蚀和SOC输移降低，造成了与坝地表土层SOC含量与草地地类呈负相关关系。黄土丘陵沟壑区坝控流域内的梯田建设不仅能够减少流域的土壤侵蚀，也会对淤地坝坝地内的SOC含量产生正向效应，同时梯田及淤地坝作为重要的水土保持措施，在增加流域SOC，改善流域微环境上发挥了更多潜在作用。
| [1] |
李宗善, 杨磊, 王国梁, 等. 黄土高原水土流失治理现状、问题及对策[J]. 生态学报, 2019, 39(20): 7398-7409. Li Zongshan, Yang Lei, Wang Guoliang, et al. The management of soil and water conservation in the Loess Plateau of China: Present situations, problems, and counter-solutions[J]. Acta Ecologica Sinica, 2019, 39(20): 7398-7409. |
| [2] |
Doetterl S, Berhe A A, Nadeu E, et al. Erosion, deposition and soil carbon: A review of process-level controls, experimental tools and models to address C cycling in dynamic landscapes[J]. Earth-Science Reviews, 2016, 154: 102-122. DOI:10.1016/j.earscirev.2015.12.005 |
| [3] |
黄满湘, 章申, 唐以剑, 等. 模拟降雨条件下农田径流中氮的流失过程[J]. 土壤与环境, 2001, 10(1): 6-10. Huang Manxiang, Zhang Shen, Tang Yijian, et al. Nitrogen losses from farm runoff under simulated rainfall conditions[J]. Soil and Environmental Sciences, 2001, 10(1): 6-10. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2001.01.002 |
| [4] |
Li Yurui, Zhang Xuanchang, Cao Zhi, et al. Towards the progress of ecological restoration and economic development in China's Loess Plateau and strategy for more sustainable development[J]. Science of the Total Environment, 2021, 756: 143676. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.143676 |
| [5] |
Wang Shuai, Fu Bojie, Piao Shilong, et al. Reduced sediment transport in the Yellow River due to anthropogenic changes[J]. Nature Geoscience, 2016, 9: 38-41. DOI:10.1038/ngeo2602 |
| [6] |
王尧, 陈睿山, 郭迟辉, 等. 近40年黄河流域资源环境格局变化分析与地质工作建议[J]. 中国地质, 2021, 48(1): 1-20. Wang Yao, Chen Ruishan, Guo Chihui, et al. Changes of resource and environmental pattern of the Yellow River basin in the past 40 years and suggestions on geological work[J]. Geology in China, 2021, 48(1): 1-20. DOI:10.3969/j.issn.1672-6995.2021.01.001 |
| [7] |
Han Yuguo, Feng G, Ouyang Ying. Effects of soil and water conservation practices on runoff, sediment and nutrient losses[J]. Water, 2018, 10(10): 1333. DOI:10.3390/w10101333 |
| [8] |
Yao Yufei, Song Jinxi, Wei Xiaorong. The fate of carbon in check dam sediments[J]. Earth-Science Reviews, 2022, 224: 103889. DOI:10.1016/j.earscirev.2021.103889 |
| [9] |
李智广, 成辉, 方怒放, 等. 淤地坝保碳、减排、增汇作用与其能力评估[J]. 水土保持学报, 2023, 37(4): 1-6. Li Zhiguang, Cheng Hui, Fang Nufang, et al. The role of yudiba dams in protecting carbon, reducing carbon emission and enhancing carbon sequestration and its capability assessment[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2023, 37(4): 1-6. |
| [10] |
毛战坡, 王雨春, 彭文启, 等. 筑坝对河流生态系统影响研究进展[J]. 水科学进展, 2005, 16(1): 134-140. Mao Zhanpo, Wang Chunyu, Peng Wenqi, et al. Advances in effects of dams on river ecosystem[J]. Advances in Water Science, 2005, 16(1): 134-140. DOI:10.3321/j.issn:1001-6791.2005.01.024 |
| [11] |
Qin Xin, Zhu Hansong, Ren Yongqing, et al. Erosion intensity and check dam size affect the horizontal and vertical distribution of soil particles, carbon and nitrogen: Evidence from China's Loess Plateau[J]. Catena, 2022, 217: 106451. DOI:10.1016/j.catena.2022.106451 |
| [12] |
Boix-Fayos C, Martínez-Mena M, Cutillas P P, et al. Carbon redistribution by erosion processes in an intensively disturbed catchment[J]. Catena, 2017, 149: 799-809. DOI:10.1016/j.catena.2016.08.003 |
| [13] |
Mongil-Manso J, Díaz-Gutiérrez V, Navarro-Hevia J, et al. The role of check dams in retaining organic carbon and nutrients: A study case in the Sierra de Ávila Mountain range (Central Spain)[J]. Science of the Total Environment, 2019, 657: 1030-1040. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.12.087 |
| [14] |
Fu Bojie. Soil erosion and its control in the Loess Plateau of China[J]. Soil Use and Management, 1989, 5(2): 76-82. DOI:10.1111/j.1475-2743.1989.tb00765.x |
| [15] |
Zhang Jiaqiong, Yang Mingyi, Zhang Fengbao, et al. Revealing soil erosion characteristics using deposited sediment sources in a complex small catchment in the wind-water erosion crisscross region of the Chinese Loess Plateau[J]. Geoderma, 2020, 379: 114634. DOI:10.1016/j.geoderma.2020.114634 |
| [16] |
Zhu Bingbing, Zhou Zhengchao, Li Zhanbin. Soil erosion and controls in the slope-gully system of the Loess Plateau of China: A review[J]. Frontiers in Environmental Science, 2021, 9: 657030. DOI:10.3389/fenvs.2021.657030 |
| [17] |
Cao Taohong, She Dongli, Zhang Xiang, et al. Understanding the influencing factors and mechanisms (land use changes and check dams) controlling changes in the soil organic carbon of typical loess watersheds in China[J]. Land Degradation & Development, 2022, 33(16): 3150-3162. |
| [18] |
Zhang Jiaqiong, Shang Yueting, Bai Ruru, et al. Sediment source determination for a series of connected check dams in an agricultural catchment in the Chinese Mollisol Region[J]. Journal of Hydrology, 2023, 617: 129045. DOI:10.1016/j.jhydrol.2022.129045 |
| [19] |
Zhang Yi, Li Peng, Liu Xiaojun, et al. Tracer elements revealed the soil organic carbon sources in a dam-controlled watershed[J]. Soil and Tillage Research, 2022, 216: 105184. DOI:10.1016/j.still.2021.105184 |
| [20] |
Wei Yanhong, He Zhong, Jiao Juying, et al. Variation in the sediment deposition behind check-dams under different soil erosion conditions on the Loess Plateau, China[J]. Earth Surface Processes and Landforms, 2018, 43: 1899-1912. DOI:10.1002/esp.4364 |
| [21] |
Puget P, Lal R. Soil organic carbon and nitrogen in a Mollisol in central Ohio as affected by tillage and land use[J]. Soil and Tillage Research, 2005, 80(1/2): 201-213. |
| [22] |
Shi Peng, Zhang Yan, Li Peng, et al. Distribution of soil organic carbon impacted by land-use changes in a hilly watershed of the Loess Plateau, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 652: 505-512. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.10.172 |
| [23] |
胡春宏, 张晓明. 黄土高原水土流失治理与黄河水沙变化[J]. 水利水电技术, 2020, 51(1): 1-11. Hu Chunhong, Zhang Xiaoming. Loess Plateau soil erosion governance and runoff-sediment variation of Yellow River[J]. Water Resources and Hydropower Engineering, 2020, 51(1): 1-11. |
| [24] |
Li Zhongwu, Liu Chun, Dong Yuting, et al. Response of soil organic carbon and nitrogen stocks to soil erosion and land use types in the loess hilly-gully region of China[J]. Soil and Tillage Research, 2017, 166: 1-9. DOI:10.1016/j.still.2016.10.004 |
| [25] |
Alcántara V, Don A, Well R, et al. Deep ploughing increases agricultural soil organic matter stocks[J]. Global Change Biology, 2016, 22(8): 2939-2956. DOI:10.1111/gcb.13289 |
| [26] |
李勉, 杨剑锋, 侯建才, 等. 黄土丘陵区小流域淤地坝泥沙沉积过程研究[C]//中国水力发电工程学会水文泥沙专业委员会第七届学术讨论会论文集(下册). 杭州, 2007: 114-117. Li Mian, Yang Jianfeng, Hou Jiancai, et al. Research on sedimentation process of small watershed check-dams in loess hilly areas [C]//Proceedings of the 7th Academic Symposium of the Hydrological and Sediment Professional Committee of the China Society of Hydropower Engineering (Vol. 2). Hangzhou, 2007: 114-117. |
| [27] |
Soane B D. The role of organic matter in soil compactibility: A review of some practical aspects[J]. Soil and Tillage Research, 1990, 16(1/2): 179-201. |
| [28] |
Wei Wei, Chen Die, Wang Lixin, et al. Global synthesis of the classifications, distributions, benefits and issues of terracing[J]. Earth-Science Reviews, 2016, 159: 388-403. DOI:10.1016/j.earscirev.2016.06.010 |
| [29] |
Xu Lu, Zhang Dan, Proshad R, et al. Effects of soil conservation practices on soil erosion and the size selectivity of eroded sediment on cultivated slopes[J]. Journal of Mountain Science, 2021, 18(5): 1222-1234. DOI:10.1007/s11629-020-6569-2 |
| [30] |
Wu Gaolin, Liu Yifan, Cui Zeng, et al. Trade-off between vegetation type, soil erosion control and surface water in global semi-arid regions: A Meta-analysis[J]. Journal of Applied Ecology, 2020, 57(5): 875-885. DOI:10.1111/1365-2664.13597 |
| [31] |
潘占兵, 余峰, 王占军, 等. 宁南黄土丘陵区坡向、坡位对苜蓿地土壤含水量时空变异的影响[J]. 水土保持研究, 2010, 17(2): 141-144. Pan Zhanbing, Yu Feng, Wang Zhanjun, et al. Effects of slope aspect and position on temporal and spatial variation of soil water content on alfalfa land in loess hilly region of South Ningxia Hui Autonomous Region[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2010, 17(2): 141-144. |
| [32] |
Hoylman Z, Jencso K, Hu Jia, et al. Hillslope topography mediates spatial patterns of ecosystem sensitivity to climate[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2018, 123: 353-371. DOI:10.1002/2017JG004108 |