楊慧 ，朱同彬 ，王修華 ，蒲俊兵 ，李建鴻 ，張?zhí)?，曹建華 *

1. 中國地質科學院巖溶地質研究所國土資源部//廣西巖溶動力學重點實驗室，廣西 桂林 541004；2. 聯合國教科文組織國際巖溶研究中心，廣西 桂林 541004；3. 中國地質大學（北京）水資源與環(huán)境學院，北京 100083

土壤常量和微量元素作為植物生命物質的來源具有重要作用，不同地區(qū)土壤中營養(yǎng)元素含量及分布特征均不相同，其含量及分布特征是由內生與表生作用共同決定的，在成土過程中其地球化學行為多樣，從而發(fā)生分異和富集，可記錄大量地學信息（黃成敏等，2002）。從土壤微量元素與地球化學特點可推斷土壤形成過程的機理和土壤形成的初期環(huán)境條件（邢寶山等，1993）（張朝生等，1995），所以土壤常量和微量元素在土壤發(fā)生領域的研究中具有極重要的意義。

巖溶斷陷盆地是中國西南巖溶地區(qū)典型的生態(tài)脆弱區(qū)，是巖溶區(qū)生態(tài)恢復與重建的重要區(qū)域，也是石漠化綜合治理類型區(qū)之一。該區(qū)位于長江、珠江中上游，隸屬國家生態(tài)“兩屏三帶”區(qū)和烏蒙山、滇桂黔石漠化連片特困區(qū)，石漠化治理科技投入相對薄弱（曹建華等，2016）。云南斷陷盆地主要分布于滇東地區(qū)（姚六三，1984），是集中連片重度石漠化區(qū)，制約區(qū)域生態(tài)安全，亟待開展石漠化綜合治理。斷陷盆地的地形起伏大，海拔懸殊，氣候垂直分帶明顯，地下河深埋，水土流失嚴重。其特殊的盆-山共存的地質分異構造制約著斷陷盆地地貌演化過程和水土巖植的空間分異格局（曹建華等，2016）。盡管學者們對巖溶地區(qū)石漠化與土壤理化性質（劉方等，2005；盛茂銀等，2013；顏萍等，2016）、石漠化與巖石及土壤中化學元素含量關系（顧展飛等，2016）、云南省斷陷盆地巖溶區(qū)土壤某些元素的含量（李麗輝等，2008）等進行了有意義的探索，但目前在斷陷盆地石漠化與土壤元素之間的關系上的研究較少，尤其是從土壤生物地球化學特征的研究更為有限。本研究以斷陷盆地高原面典型封閉落水洞小流域土壤為研究對象，通過分析土壤常量和微量元素全量以及微量元素有效態(tài)含量等，研究斷陷盆地石漠化演變與地質環(huán)境分異協同演變的關系，為石漠化治理和生態(tài)恢復提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

蒙自東山牛耳坡洼地研究區(qū)為一封閉的落水洞小流域，地理位置為23°26′59.88″N、103°27′20.89″E，海拔2086 m，位于蒙自東山高原面上，屬于亞熱帶高原季風氣候。洼地東坡為中至重度石漠化區(qū)，石質坡地為主，基巖裸露率大于65%。洼地西坡為中度石漠化區(qū)，土石質坡地，基巖裸率約45%。洼地底部有一落水洞，為雨水的主要排泄通道，也是區(qū)內水土流失的主要通道。研究區(qū)內分布有2014年 12月開始用于石漠化治理的蘋果樹，樹下有少量雜草。

1.2 樣品采集與處理

2016年10月，在實地調查的基礎上，綜合考慮氣候、海拔、石漠化等因素，分別在研究區(qū)東坡和西坡從坡頂到坡腳每隔2 m采集1個0～20 cm表層土壤樣品（圖1），洼地底部同樣按照2 m的間隔采集樣品。東坡自坡頂到坡腳采集到土壤樣品14個，洼地底部采集到土壤樣品5個，西坡自坡頂到坡腳采集到土壤樣品11個，共采集到土壤樣品30個。

1.3 土壤有機碳、全氮和pH測定

土壤有機碳含量采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法（鮑士旦，2000）30-34測定，土壤全氮采用半微量凱氏法（鮑士旦，2000）42-49測定，土壤pH測定采用 1∶5（m∶V）土水比，然后用校正好的梅特勒-托利多S470-B SevenExcellence臺式pH計直接測定。

1.4 元素分析

土壤樣品于 EHD消解儀中進行硝酸-高氯酸-氫氟酸消解，使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法ICP-AES測定其元素全量；有效態(tài)含量采用二乙烯三胺五乙酸-氯化鈣-三乙醇胺（DTPA-CaCl2-TEA）緩沖溶液浸提，電感耦合等離子體發(fā)射光譜法ICP-AES測定。采用石灰土標準物質 GBW07404（GSS-4）進行質量控制。

1.5 數據處理

數據處理在Excel 2010中進行，利用Origin 8.0作圖，SPSS 16.0進行描述性統(tǒng)計和單因素方差分析等，并采用Duncan法在0.05水平上進行多重比較。土壤有機碳、pH、全氮與土壤元素之間的相關分析采用泊松相關檢驗（P<0.05表示顯著相關和P<0.01表示極顯著相關）。

2 結果與分析

2.1 土壤pH、有機碳和全氮

研究區(qū)土壤 pH值在 5.93～6.63之間，平均為6.35；有機碳質量分數在 27.10～66.03 g·kg-1之間，平均為 39.31 g·kg-1；全氮質量分數在 0.89～1.92 g·kg-1之間，平均為 1.24 g·kg-1。東坡土壤 pH、有機碳含量均顯著高于洼地和西坡，而西坡和洼地之間差異性不顯著。土壤全氮在3個地貌部位之間差異性不顯著（表1）。

表1 土壤pH、有機碳和全氮含量Table 1 The contents of pH value, soil organic carbon and total nitrogen

圖1 采樣點分布圖Fig. 1 Distribution of sampling points

2.2 土壤元素全量含量特征

圖2 所示為研究區(qū)15種土壤元素全量分布的boxplot圖，由圖可知，總體上，除Cd、Pb、Ca、K、Na外，其余10種元素在重度石漠化坡地的東坡的含量分布均相對較為離散，Cd、Pb、Ca、K在洼地最為離散，而Na則在西坡最為離散。其余元素在洼地和西坡的含量分布則較為集中。其中，Cu、Fe、Mn、K、Al、Ni等元素的含量呈現由東坡—洼地—西坡逐漸增大的趨勢；而 Cr、Co、Cd、Pb、Ca和Na則在石漠化較為嚴重的東坡最大。東坡與西坡和洼地均有顯著性差異的元素有Pb、K、Cu、Na、P，而這5個元素在西坡和洼地之間無顯著性差異；3個地貌部位均無顯著性差異的元素為Fe、Mn、Zn、Cr、Co、Ni、Cd、Mg、Al；但 Ca 較為特殊，東坡和洼地無顯著差異，西坡和洼地亦無顯著差異，但東坡和西坡間有顯著差異。

2.3 土壤微量元素有效態(tài)含量特征

圖3所示為9種元素的有效態(tài)boxplot圖。東坡9種元素有效態(tài)的平均含量均比洼地和西坡高。與土壤全量類似，9種元素的有效態(tài)含量同樣表現為在東坡較為離散。東坡與西坡和洼地均有顯著性差異的元素有Cd和Pb，而其余元素Co、Ni、Cr、Cu、Fe、Mn、Zn在 3個地貌部位均無顯著性差異。

2.4 土壤元素含量與土壤理化性質的關系

土壤元素有效態(tài)含量之間及其與pH、有機碳、全氮、C/N的關系如表2所示，由表2可知，pH與Co（P=0.012）和Pb（P=0.027）的有效態(tài)含量呈正相關關系；SOC和TN與9種微量元素的有效態(tài)含量之間的關系一致，除與 Cr的有效態(tài)含量相關關系不顯著之外（P=0.979），與其余8種元素的有效態(tài)含量之間均呈極顯著正相關關系：Co（P=0.001）、Ni（P=0.000）、Cd（P=0.000）、Cu（P=0.000）、Fe（P=0.000）、Mn（P=0.000）、Zn（P=0.000）。

3 討論

3.1 土壤元素全量特征

圖2 不同地貌部位土壤元素全量分布boxplot圖Fig. 2 Boxplot graph of the total content of soil elements distributed in different landforms

圖3 不同地貌部位土壤有效態(tài)含量boxplot圖Fig.3 Boxplot graph of the available contents of soil elements distribution in different landforms

表2 土壤元素之間以及土壤元素與土壤理化性質之間的相關性Table 2 Correlation matrix for the soil elements and partial correlation matrix between soil elements and selected properties of the soil

表3 研究區(qū)土壤元素全量與中國土壤元素值比較Table 3 Comparison of total content soil element of this study and average value in China

從土壤發(fā)生的角度看，化學元素在土壤中的分布是原巖、環(huán)境和元素的化學性質等綜合因素相互影響和作用的結果（鄢明才等，1997；黃成敏等，2002）。本研究中，除常量元素 Ca、Mg、K、Na外，其余 11種土壤元素的全量均大于中國土壤平均含量（魏復盛等，1991）（表3）。這主要是因為K、Na都是化學性質活潑的元素，表生帶的風化作用中K、Na均為可溶鹽，容易產生淋溶遷移（靳鶴齡等，2003）。另外，K較易被粘土和膠體吸附，白云母及鉀長石較斜長石耐風化（鄢明才等，1997），使得它們在土壤中的含量明顯高于Na，本研究也證實了這一觀點。而Ca、Mg氧化物屬于堿土金屬，是化學性質中等或較強的元素，化學風化過程中Ca、Mg氧化物的析出一般在K、Na之后，Al、Fe之前（黃成敏等，2002；靳鶴齡等，2003）。Ca和Mg是易移動的元素，土壤Ca、Mg全量主要受地球化學作用的影響，與成土過程有關。與北方干旱和半干旱地區(qū)的石灰土不同，分布在濕潤地區(qū)的土壤，由于受強淋溶作用的影響，土壤中的Ca、Mg的含量多在1%以下，其中Ca的含量甚至出現低于 0.1%（王敬國，1995）142-173。本研究區(qū)處于亞熱帶高原季風氣候類型區(qū)，年均降水量800 mm以上，屬濕潤地區(qū)，由于降水較多，淋溶作用強烈，K、Na、Ca、Mg淋失嚴重。

3.2 土壤微量元素有效態(tài)含量特征及其生態(tài)意義

植物所需要的微量元素的供給水平即有效態(tài)微量元素含量不僅影響其正常生長和發(fā)育，而且進一步作用于其產品的品質與質量，從而關系到人類的健康狀況（劉洪來等，2012）。根據“全國農業(yè)系統(tǒng)的土壤速效微量元素豐缺指標”（表 4），對研究區(qū)鐵、錳、銅、鋅4種植物必需的微量元素有效態(tài)含量進行評價，發(fā)現研究區(qū)Fe、Mn、Cu、Zn有效態(tài)含量均大于全國土壤臨界值，并且 Fe處于豐富水平，Cu、Mn、Zn均處于中等水平，但這4種元素的有效態(tài)含量占總量的比值均較低，比如 Fe的有效態(tài)含量占全量的比例在0.04%以下，Cu、Mn和Zn 3種元素占全量的比值也在3.0%以下。這說明研究區(qū)土壤中這幾種微量元素盡管不貧乏，但由于可給性較差，極易虧損。

在非必需元素中，有效態(tài)含量比全量更能反映污染物對作物的危害程度，且有效態(tài)是重金屬在土壤中較活躍的形態(tài)，決定了其生物有效性及環(huán)境風險程度（李忠義等，2009）。盡管研究區(qū)Cr的全量較高，但是 Cr有效態(tài)含量占全量的比例較低（<0.01%），表明其可給性較低。而Cd和Pb的全量均符合土壤環(huán)境質量標準（GB15618—1995）三級標準值，但由于其有效態(tài)占全量的比例較高（圖4），表明這兩種元素的可給性較高，因此Cd和Pb是潛在的有毒元素。Ni不是植物必需元素，但少量的Ni對植物生長有刺激作用（廖金鳳，2003），表現為低濃度促進生長，高濃度抑制生長的生理特性（馬建軍等，2006），因此，Ni被認為是一種具有潛在毒性的元素。研究區(qū) Ni的全量符合土壤環(huán)境質量標準（GB15618—1995）三級標準值，并且有效態(tài)含量占全量的比值也不高（<0.40%）。

3.3 土壤微量元素有效態(tài)含量與土壤理化性質之間的相關性

絕大部分情況下，土壤pH值和有機質含量是影響微量元素有效性的最大因素，它們不但影響微量元素的離子組成，同時也影響膠體上交換離子的組成（韋世勇，2017）。本研究中，土壤有機碳和全氮含量與除Cr以外的其他8種元素均呈極顯著正相關關系（P<0.01），這說明土壤有機質含量增加可以有效地增加這些元素的生物有效性。這主要是因為微量元素能與有機化合物（如氨基酸、蛋白質、腐殖酸及羥基多元酸等）絡合，簡單的絡合態(tài)微量元素（分子量小的，呈離子態(tài)的）可直接為植物所吸收，為有效態(tài)（黃昌勇，2000）212。另外，有機質對土壤中微量元素陽離子的有效含量的影響主要通過提升土壤陽離子的交換能力（辛國省等，2012），很大程度上減少了淋失。土壤 pH值的高低會導致土壤中重金屬形態(tài)的變化，從而影響土壤中重金屬的有效性（吳禮樹，2004）111。本研究中，土壤pH僅與Co、Pb兩種元素的有效態(tài)含量呈顯著正相關關系（P<0.05），與其他7種微量元素的相關關系不顯著（P>0.05）。這可能是因為陽離子型微量元素的溶解度隨pH值上升而逐漸下降，而元素的固定和吸附卻隨著土壤pH值的上升而增加（韋世勇，2017），有效性也隨之降低（黃昌勇，2000）211。

3.4 土壤元素含量與石漠化的關系

無論是土壤元素全量還是有效態(tài)含量，石漠化程度較為嚴重的東坡的數據離散程度均大于洼地底部和西坡，這主要是由于石漠化地區(qū)由于土被不連續(xù)、土層淺薄、空間異質性較大（劉方等，2008）。另外，本研究發(fā)現石漠化較為嚴重的東坡，很多元素無論是全量還是有效態(tài)含量均較石漠化程度較輕的西坡和洼地底部的高。這顯然與隨著石漠化程度增加，土壤退化程度加深的結論不一致（Legrand，1973；劉方等，2005；龍健等，2012）。有研究認為（盛茂銀等，2013；盛茂銀等，2015），巖溶石漠化土壤性質（包括物理和化學性質）的演變均不是隨著石漠化等級的增加而一直退化，而是一個先退化后改善的過程。究其原因，可能與石漠化環(huán)境裸露巖石的“聚集效應”有關（盛茂銀等，2013；盛茂銀等，2015）。這種聚集效應是指裸露的巖石將大氣沉降的養(yǎng)分及其巖溶產物匯聚到周圍的土壤中，隨著石漠化程度的加深，裸巖聚集效應逐漸增強。在強度石漠化環(huán)境中，這種聚集效應非常明顯，加之水土流失作用減弱，致使退化的土壤養(yǎng)分和物理性能得到改善。

表4 全國農業(yè)系統(tǒng)土壤有效態(tài)微量元素含量評價標準（王昌全等，2010）Table 4 Evaluation criteria of soil available trace element content in national agricultural system

圖4 不同地貌部位土壤有效態(tài)含量占全量的百分比Fig. 4 The proportion of soil available element contents account for the total contents in different landforms

4 結論與展望

4.1 結論

（1）本研究中，土壤有機質含量增加可以有效提高微量元素的生物有效性，這主要是因為微量元素能與有機化合物（如氨基酸、蛋白質、腐殖酸及羥基多元酸等）絡合，簡單的絡合態(tài)微量元素（分子量小的，呈離子態(tài)的）可直接為植物所吸收。而土壤pH僅與 Co、Pb兩種元素的有效態(tài)含量呈顯著正相關關系，這可能與土壤元素的溶解度隨 pH值上升而逐漸下降，而元素的固定和吸附卻隨土壤pH值的上升而增加有關。

（2）石漠化程度較為嚴重的東坡的元素全量或有效態(tài)含量數據離散程度均大于洼地底部和西坡，這與石漠化地區(qū)土被不連續(xù)、土層淺薄、空間異質性較大有關。東坡的元素全量和有效態(tài)含量也較高，這是因為石漠化程度的增加是由裸巖的聚集效應逐漸增強造成的。

4.2 展望

斷陷盆地土壤生態(tài)系統(tǒng)健康不僅與土壤元素的全量、有效態(tài)含量及土壤基本理化性質有關，還受到土壤酶活性影響，土壤酶是土壤的有機組成部分，數量雖然不多，但對于整個土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響非常大，參與了土壤生態(tài)系統(tǒng)的生物化學過程，反映了在土壤中進行的各種生物化學過程的強度和方向。因此，為更加客觀地評價斷陷盆地石漠化區(qū)土壤生態(tài)系統(tǒng)狀況，后續(xù)的研究中需要關注土壤酶活性。

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