袁宇志，郭 穎，張育燦，張 橋，鄭 超, 3，孫 慧，柴 敏，郭治興*

?

亞熱帶典型小流域景觀格局對耕地土壤酸化的影響①

袁宇志1，郭 穎1，張育燦2，張 橋2，鄭 超1, 3，孫 慧4，柴 敏1，郭治興1*

(1 廣東省生態(tài)環(huán)境技術(shù)研究所，廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510650；2 廣東省農(nóng)業(yè)農(nóng)村廳，廣州 510075；3 山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，山西晉中 030800；4 中國科學(xué)院地球環(huán)境研究所，西安 710061)

土壤pH是影響糧食產(chǎn)量的重要因素，土壤酸化是造成土壤退化的重要因素且成因較為復(fù)雜，景觀格局是生態(tài)過程的重要影響因素，其對土壤酸化的影響機(jī)制尚不明確。本研究以廣州市流溪河流域作為研究區(qū)域，以樣點(diǎn)緩沖區(qū)作為研究單元，基于2010年的759個耕地表層土壤樣點(diǎn)pH和1980s土壤pH分布，使用景觀格局指數(shù)、地統(tǒng)計(jì)與相關(guān)性分析方法，分析流域耕地土壤酸化時空變化特征，定量探究景觀格局對耕地土壤酸化的時空影響。研究結(jié)果表明：①2010年流域耕地以酸性土壤為主，土壤樣點(diǎn)pH均值為5.79，86.03% 的樣點(diǎn)和97.3% 的耕地土壤pH<6.5；不同耕地類型土壤pH均值：水澆地(6.03)>水田(5.68)>旱地(5.62)；各類土壤的pH均值：河積土田(5.92)>水稻土(5.84)>赤紅壤(5.66)>紫色土(5.55)>黃壤(5.40)>紅壤(5.39)。②1980—2010年土壤酸化顯著，31.23% 的樣點(diǎn)和24.76%的耕地土壤pH下降；水田和旱地土壤酸化顯著，水澆地有pH上升的趨勢；除河積土田外各類耕地土壤酸化顯著，黃壤最顯著，紅壤次之。③流域自上游往下游，耕地土壤pH遞增且分布變得更復(fù)雜，上游和中游東西兩側(cè)及下游東側(cè)的pH較小，且在1980—2010年酸性土壤向外蔓延趨勢顯著；中游中部及下游西側(cè)出現(xiàn)了pH升高的復(fù)雜組合。④除旱地、灌木林地、草地和未利用地之外的類型景觀格局指數(shù)都與耕地土壤pH存有顯著相關(guān)性，pH與水域和道路密度景觀水平指數(shù)呈顯著正相關(guān)，本研究選出各類景觀的土壤酸化敏感性景觀格局指數(shù)，發(fā)現(xiàn)自然林的破壞，水田、園地和水域的破碎化，不透水建設(shè)用地的零散分布有造成耕地土壤酸化風(fēng)險，大片水域的流水更新與水田的集聚化可降低土壤酸化風(fēng)險。本研究可為耕地土壤酸化防治與景觀優(yōu)化提供參考依據(jù)。

景觀格局；土壤酸化；耕地；流溪河流域

土壤酸化是由土壤中酸性陽離子(如氫離子和鋁離子等)的增加、土壤淋溶及農(nóng)作物收割導(dǎo)致堿性離子(如鈣離子、鎂離子、鉀離子和鈉離子等)的減少造成的土壤pH降低[1-2]。聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織在2015年世界土壤資源狀況報(bào)告指出土壤酸化是世界糧食增產(chǎn)的重要限制因素，也是土壤退化的重要影像因素[1]。有研究表明全球約40% 的耕地土壤受到土壤酸化的影響，在僅施化肥不使用石灰的情況下，20% 的耕作層土壤在不到20 a的時間內(nèi)下降超過1個單位[3-4]。我國在1980—2000年期間耕地土壤pH普遍下降0.5個單位，大部分耕地土壤出現(xiàn)了明顯的土壤酸化，土壤酸化已成為我國農(nóng)業(yè)的重要問題之一[5]。華南地區(qū)是世界三大酸沉降區(qū)，近30 a來農(nóng)田土壤出現(xiàn)明顯酸化趨勢[6-7]。亞熱帶土壤多為酸性土壤，廣東省地處亞熱帶，其土壤酸化較為嚴(yán)重，土壤pH平均由5.70降至5.44，31.4% 的土壤發(fā)生了土壤酸化[8]。土壤酸化問題已成為土壤環(huán)境質(zhì)量研究的焦點(diǎn)之一。

近年來廣東省城市化迅猛，土地利用及景觀發(fā)生了較大的變化，加之化肥的不合理使用，耕地土壤質(zhì)量受到較大威脅，土壤酸化較為顯著[9-12]。土地利用變化是人類活動對環(huán)境影響集中表現(xiàn)之一[13]，有研究表明不同的土地利用方式與土壤pH差異顯著[14]，土地利用變化是土壤表層酸化的主要影響因素之一[15-16]，而景觀格局指數(shù)能有效地表征土地利用組分和空間配置特征[17-18]。景觀格局與生態(tài)過程的耦合研究是景觀生態(tài)學(xué)研究的核心科學(xué)問題[19]，探討具有生態(tài)學(xué)意義的景觀格局指數(shù)是景觀生態(tài)學(xué)發(fā)展亟待解決的問題之一，需要結(jié)合具體的生態(tài)學(xué)過程揭示不同景觀類型對特定生態(tài)過程的影響[20]，本研究初步探究耕地土壤酸化生態(tài)過程與景觀格局的關(guān)系，篩選出耕地土壤酸化敏感景觀格局指數(shù)較有研究意義。目前大部分土壤酸化研究的方法多使用小尺度的實(shí)驗(yàn)對比分析[6, 21]、大尺度的數(shù)理統(tǒng)計(jì)和空間插值分析方法[5, 8, 15, 22]，較少結(jié)合生態(tài)過程進(jìn)行分析，探究土地利用、景觀格局對土壤酸化影響的研究較少[23-24]，景觀格局對土壤pH的影響機(jī)制尚未明確。本研究選擇亞熱帶典型小流域，廣州市北部重要生態(tài)屏障區(qū)——流溪河流域作為研究區(qū)域，分析該流域的耕地土壤酸化現(xiàn)狀、pH時空變化特征、流域景觀格局與耕地土壤pH的相關(guān)性，篩選敏感性景觀格局指數(shù)，探究不同景觀類型與格局對土壤酸化造成的風(fēng)險，為土壤酸化防治提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

流溪河屬珠江水系，是廣州市北部(23°12′ ~ 23°57′N，113°10′ ~ 114°02′E)重要的生態(tài)屏障區(qū)和水源地(圖1)，涉及行政區(qū)：白云區(qū)、花都區(qū)和從化區(qū)[25]。干流全長171 km，流域總面積2 300 km2，呈東北至西南向的狹長形，東北高、西南低，溫泉鎮(zhèn)以上為中、低山地高丘陵區(qū)，溫泉鎮(zhèn)以西流域邊緣為低山丘陵區(qū)，溫泉鎮(zhèn)以下為河谷平原屬沖積平原地貌。根據(jù)第二次土壤普查土壤統(tǒng)計(jì)：流域土壤以赤紅壤(53.40%)為主，往后依次為水稻土(16.47%)、河積土田(16.07%)、紅壤(9.30%)、紫色土(2.02%)和黃壤(1.75%)，其中耕地土壤以赤紅壤(43.26%)、河積土田(31.06%)和水稻土(21.47%)為主。流域以林地為優(yōu)勢景觀[26]，有林地(52.92%)>園地(19.70%)>建設(shè)用地(13.52%)>耕地(6.09%)，耕地以水田為主，水田(4.54%)>水澆地(1.51%)>旱地(0.04%)，流域景觀自上游而下有林地面積顯著遞減，建設(shè)用地成倍遞增，人為影響增強(qiáng)，中游園地和水田居多(圖1和表1)。該流域涵蓋城市發(fā)達(dá)區(qū)、城鄉(xiāng)結(jié)合部、城市生態(tài)涵養(yǎng)區(qū)，研究自然和人為景觀格局變化帶來的環(huán)境效應(yīng)較有代表性。

圖1 流溪河流域2010年土地利用與采樣點(diǎn)分布

表1 流溪河流域2010年土地利用

1.2 研究方法

1.2.1 數(shù)據(jù)來源與處理 對廣東省第二次土壤普查的1∶100萬土壤pH圖進(jìn)行數(shù)字化[8]，通過裁剪獲取1980s流域pH數(shù)據(jù)(圖2)，在此次調(diào)查中流域涉及行政區(qū)位記載了824個采樣點(diǎn)，土壤pH檢測方法為《全國第二次土壤普查暫行技術(shù)規(guī)程》規(guī)定的電位法；2010年759個流域耕地土壤樣點(diǎn)基本遍布在流域耕地內(nèi)(圖1)，土壤pH檢測方法按我國農(nóng)業(yè)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)(NY/T 1377-2007)規(guī)定的電位法測定，與1980s選用的電位法一致；分級方法采用第二次土壤普查中的分級方法[8, 15]，將土壤pH分為6級：強(qiáng)酸性(<4.5，1級)，酸性(4.5 ~ 5.5，2級)，微酸性(5.5 ~ 6.5，3級)、中性(6.5 ~ 7.5，4級)，微堿性(7.5 ~ 8.5，5級)和堿性(>8.5，6級)；2010年土地利用分布數(shù)據(jù)來源于廣東省國土資源局。

圖2 1980s、2010年采樣點(diǎn)土壤pH分布

1.2.2 空間插值方法 選用常用的空間插值方法：普通克里格、反距離加權(quán)、全局多項(xiàng)式、局部多項(xiàng)式、徑向基函數(shù)和樣條插值法進(jìn)行插值[27-29]，基于90% 的樣本點(diǎn)作為插值樣本，10% 作為檢測樣本，經(jīng)交叉檢驗(yàn)對比發(fā)現(xiàn)反距離加權(quán)的插值結(jié)果精度最高且樣本特征值保留較全，減少了由于插值方法的平滑效應(yīng)掩飾部分樣點(diǎn)特征的可能[13]，所以本研究選用反距離加權(quán)插值方法，但與其他學(xué)者采用的方法各有異同[8, 15, 30]，由于插值方法存在較大不確定性，需要通過驗(yàn)證選擇精度最高的插值方法為宜。并通過ArcSWAT流域分析模塊分別提取了基于溫泉站、太平場站、南崗站為出水口的上中下游子流域[25]。通過裁剪得到1980s、2010年流域耕地土壤pH的空間分布(圖3)。

圖3 1980s，2010年流域耕地土壤pH空間分布

1.2.3 景觀格局指數(shù) 流溪河流域整體以林地為主，河流和道路是斑塊重要的廊道，所以需分析其破碎化程度和斑塊多樣性、優(yōu)勢斑塊變化帶來的影響。本文選用以下景觀格局指數(shù)[18, 31]，類型水平：斑塊數(shù)量組成和規(guī)模(景觀類型百分比PLAND和平均斑塊面積AREA-MN)，與景觀規(guī)模呈正比；破碎化程度(斑塊密度PD和邊緣密度ED)，與破碎度呈正比；形狀復(fù)雜度(景觀形狀指數(shù)LSI和平均斑塊分維數(shù)FRAC-MN)，與復(fù)雜程度呈正比；聚集度/連接度(聚集度指數(shù)AI 和平均臨近距離ENN-MN)，AI與聚集度呈正比，ENN-MN與連接度呈反比；景觀水平：Shannon多樣性指數(shù)(SHDI)，樣點(diǎn)距道路和河流的距離(Dis_Ro, Dis_Rv)，及緩沖區(qū)內(nèi)道路和河流的密度(Dens_Ro, Dens_Rv)。研究尺度：選用采樣點(diǎn)緩沖區(qū)500 ~ 5 000 m，以500 m為間距，使用Fragstat 4.2.1計(jì)算采樣點(diǎn)緩沖區(qū)內(nèi)的景觀格局指數(shù)，使用ArcGIS 10.0計(jì)算采樣點(diǎn)緩沖區(qū)內(nèi)采樣點(diǎn)距河流與道路的最近距離及緩沖區(qū)內(nèi)河流與道路的密度。通過對比不同尺度的研究單元發(fā)現(xiàn)其相關(guān)性規(guī)律類似，所以本研究僅選擇1 000 m緩沖區(qū)研究單元的結(jié)果進(jìn)行分析。使用SPSS 18.0對緩沖區(qū)內(nèi)的景觀格局指數(shù)與耕地土壤pH進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析篩選選出敏感性指數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 流域耕地土壤酸化現(xiàn)狀

由表2、3可知2010年流溪河流域86.03% 的土壤樣點(diǎn)和97.3% 的耕地土壤屬1 ~ 3級的偏酸性土壤(pH<6.5)，31.22% 的土壤樣點(diǎn)和25.6% 的耕地土壤屬于1 ~ 2級(pH<5.5)，可見流域耕地土壤以偏酸性土壤為主。1980—2010年土壤酸性樣點(diǎn)由10個增加到229個，占比增加了28.85%；2級酸性土壤面積由2.08 km2上升到34.79 km2，增加16倍之多，且出現(xiàn)了0.12 km2強(qiáng)酸性土壤。30.57% 的樣點(diǎn)和24.76%(33.76 km2)的耕地土壤pH級別下降，其中29.51% 的樣點(diǎn)和24.67% 的耕地土壤出現(xiàn)了–1級別變化；僅存在14.63% 的樣點(diǎn)和3.38%(4.61 km2)的耕地土壤pH級別上升；雖然54.81% 的樣點(diǎn)和71.87% 耕地土壤pH級別沒變，但也可能存在級別內(nèi)的數(shù)值變動。可見流域耕地土壤pH變化較大，土壤酸化較顯著，但也存在少數(shù)pH上升的現(xiàn)象。

表2 1980—2010年耕地土壤樣點(diǎn)pH級別統(tǒng)計(jì)

表3 流域不同耕地與土壤類型的土壤pH級別面積統(tǒng)計(jì)

由表4、圖4可知，2010年全部樣點(diǎn)、不同耕地與土壤類型的pH均值除水澆地外都小于6，下四分位pH≤5.5(酸性)，上四分位pH<6.5(微酸性)，進(jìn)一步說明該流域耕地土壤多為偏酸性土壤，水澆地的土壤pH相對較大。從全部土壤樣點(diǎn)來看，土壤pH均值為5.79，中位數(shù)為5.8，值域范圍3.89 ~ 7.86，上下四分位數(shù)為6.12和5.3，標(biāo)準(zhǔn)差為0.63，變異系數(shù)為0.39，可見2010年的土壤樣點(diǎn)pH基本符合正態(tài)分布且變異不大。

表4 2010年流域土壤樣點(diǎn)pH概況

圖4 2010年不同耕地類型與土壤類型pH分布

耕地類型：流域耕地以水田為主，土壤采樣點(diǎn)pH均值：水澆地(6.03)>水田(5.68)>旱地(5.62)。由表3可知1980s各類耕地土壤pH多屬于3級微酸性(98.47%)，到了2010年3級微酸性土壤有所下降，2級酸性土壤占比顯著升高(旱地>水田>水澆地)，水澆地土壤4級占比明顯大于水田和旱地；1980—2010年水田和旱地出現(xiàn)較明顯的–1級變化(>27%)，而水澆地土壤的+1級變化比水田和旱地明顯，可見水田和旱地土壤酸化較水澆地顯著，水澆地的土壤pH均值明顯高于水田和旱地，水澆地土壤pH有上升的趨勢。

土壤類型：土壤采樣點(diǎn)pH均值：河積土田(5.92)>水稻土(5.84)>赤紅壤(5.66)>紫色土(5.55)>黃壤(5.40)>紅壤(5.39)，由表3可知1980s各類土壤的耕地土壤屬3級微酸性(>87%)，其中河積土田和紫色土全屬于微酸性土壤；到了2010年，除河積土田外各類土壤屬3級的占比顯著下降且2級土壤占比顯著升高，特別是黃壤和紅壤轉(zhuǎn)變?yōu)樗嵝酝寥罏橹?>65%)；1980—2010年92.21% 黃壤和54.31% 的紅壤出現(xiàn)了–1的變化?？梢姵臃e土田外各類土壤的耕地土壤酸化顯著，其中黃壤酸化最為顯著，紅壤次之，河積土田有pH上升的趨勢。

2.2 流域耕地土壤pH時空格局

空間格局(表5和圖3)：1980s耕地土壤以3級微酸性土壤為主(98.47%)，只有上游和中游的西北部與東部存在少部分耕地pH屬2級。2010年流域上游耕地土壤以2級酸性土壤為主(61.86%)，中下游以3級微酸性土壤為主(>69%)。從圖2和圖5可得出2010年流域耕地土壤pH空間分布為：上游、中下游東側(cè)及中游西側(cè)的耕地土壤pH較其他耕地小，多屬2級；下游西側(cè)耕地土壤pH較高，出現(xiàn)較多屬4級(中性)的斑塊；僅有下游東側(cè)存在少數(shù)屬1級(強(qiáng)酸性)的斑塊。整體而言流域自上而下耕地土壤pH遞增，且分布變得更加復(fù)雜，這可能與自上而下的城市化建設(shè)(不透水面)增多、人為作用增強(qiáng)、有林地遞減有關(guān)[35]。

時間變化(如表5和圖3)：1980—2010期間上游和中游西北部及中游東側(cè)耕地土壤酸性向外蔓延；上游東側(cè)、中游西側(cè)及下游東北部大部分耕地土壤pH由微酸性轉(zhuǎn)為酸性，且下游東側(cè)出現(xiàn)了強(qiáng)酸性級別斑塊；中游中部和下游西側(cè)出現(xiàn)了部分中性級別斑塊鑲嵌其中；可見在人為作用增強(qiáng)的情況下，流域耕地土壤pH分布變得復(fù)雜化，上游、中游東西兩側(cè)及下游的東北側(cè)土壤酸化較明顯，中游中部及下游西側(cè)出現(xiàn)了pH升高的復(fù)雜組合。

從表6的轉(zhuǎn)移矩陣可以得出：耕地在1980s僅有2.08 km2(1.53%)屬于酸性，到了2010年已增至34.79 km2(25.51%)，且出現(xiàn)了強(qiáng)酸性耕地；1980—2010年33.76 km2(24.76%)耕地土壤pH下降，33.64 km2(24.67%)和0.12 km2(0.09%)的耕地土壤由微酸性分別轉(zhuǎn)向酸性和強(qiáng)酸性；4.61 km2(3.38%)耕地土壤pH上升，3.68 km2(2.70%)的耕地土壤由微酸性轉(zhuǎn)向中性，0.93 km2(0.68%)的耕地土壤由酸性轉(zhuǎn)向微酸性?？梢姼厮嵝酝寥烂娣e明顯增大且出現(xiàn)強(qiáng)酸性耕地，pH升高的占比較少，進(jìn)一步說明土壤酸化顯著。

表5 流域不同區(qū)位耕地土壤pH級別統(tǒng)計(jì)

2.3 景觀格局與耕地土壤pH相關(guān)性分析

表7是流域耕地土壤pH與土地利用類型景觀格局指數(shù)的Pearson相關(guān)性，由表中可知，耕地土壤pH與有林地景觀格局指數(shù)相關(guān)性最為顯著，可能與有林地作為流域優(yōu)勢斑塊有關(guān)；水澆地與水域次之，水田與建設(shè)用地的也較為顯著；旱地、灌木林地、草地與未利用地的相關(guān)性不顯著，可能與占有量較小有關(guān)；斑塊規(guī)模與水澆地、其他林地、建設(shè)用地和水域呈顯著正相關(guān)而與有林地顯著負(fù)相關(guān)；破碎化程度與水澆地呈顯著正相關(guān)而與水田、園地、有林地和其他林地顯著負(fù)相關(guān)，建設(shè)用地和水域與PD呈顯著負(fù)相關(guān)而與ED顯著正相關(guān)；形狀復(fù)雜度與水澆地呈顯著正相關(guān)而與水田、園地和有林地顯著負(fù)相關(guān)；集聚度與水田、其他林地、建設(shè)用地和水域呈顯著正相關(guān)而與有林地呈顯著負(fù)相關(guān)，連接度僅與有林地呈顯著正相關(guān)。

表6 1980—2010年流域耕地土壤pH轉(zhuǎn)移矩陣

注：行表示2010年，列表示1980s。

表7 流域耕地土壤pH與土地利用類型景觀格局指數(shù)的Pearson相關(guān)性

注：*、**分別表示相關(guān)性達(dá)到<0.05和<0.01顯著水平，下表同；PLAND：景觀類型百分比，AREA-MN：平均斑塊面積，PD：斑塊密度，ED：邊緣密度，LSI：景觀形狀指數(shù)，F(xiàn)RAC_MN：平均斑塊分維數(shù)，AI：聚集度指數(shù)，ENN_MN：平均臨近距離。

有林地除FRAC_MN和ENN_MN外其他景觀格局指數(shù)都與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)，與ENN_MN呈顯著正相關(guān)，敏感性景觀格局指數(shù)為PLAND、ED和LSI，說明有林地作為優(yōu)勢斑塊，破碎化程度越高、斑塊形狀越復(fù)雜，土壤pH越低，可見人為破壞自然林地造成破碎化有提高耕地土壤酸化的風(fēng)險；其他林地的AREA_MN和AI與土壤pH呈顯著正相關(guān)，與PD呈顯著負(fù)相關(guān)，敏感性景觀格局指數(shù)為AI，其他林地為人工林地，大規(guī)模連片的人工林地不會造成土壤酸化，但破碎的人工林有造成耕地土壤酸化的風(fēng)險；水域的PLAND、AREA_MN、ED和AI與土壤pH呈顯著正相關(guān)，與PD呈顯著負(fù)相關(guān)，敏感性景觀格局指數(shù)為PLAND、AREA_MN，可見水域規(guī)模和集聚度可以降低耕地土壤酸化的風(fēng)險，但水域斑塊的破碎化有造成土壤酸化的風(fēng)險；建設(shè)用地的PLAND、ED和AI與土壤pH呈顯著正相關(guān)，與PD呈顯著負(fù)相關(guān)但顯著性比ED較低，敏感性景觀格局指數(shù)為PLAND、AI，可見大規(guī)模的不透水面集聚不會造成耕地土壤酸化，但不透水面的零散分布可能有造成耕地土壤酸化的風(fēng)險；園地的PD、ED和LSI與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)，敏感性景觀格局指數(shù)為LSI，可見園地的破碎化和斑塊形狀復(fù)雜化有造成耕地土壤酸化的風(fēng)險；水田的ED、LSI和FRAC_MN與土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān)，與AI呈顯著正相關(guān)，敏感性景觀格局指數(shù)為LSI，水田的破碎化和復(fù)雜程度有造成耕地土壤酸化的風(fēng)險，水田的集聚化可降低酸化風(fēng)險；水澆地PLAND、AREA_MN、PD、ED和LSI與土壤pH呈顯著正相關(guān)，敏感性景觀格局指數(shù)為PLAND、ED，大規(guī)模水澆地的破碎化、復(fù)雜化都會使耕地土壤pH增大。從景觀水平來看，景觀多樣性、距河流和道路的距離與耕地土壤pH的相關(guān)性不顯著，但與緩沖區(qū)內(nèi)的河流和道路的密度呈顯著正相關(guān)(表8)，可見水域有降低土壤酸化風(fēng)險的作用，人工鋪設(shè)道路面(不透水面)造成土壤酸化風(fēng)險較小。

表8 流域耕地土壤pH與景觀多樣性指數(shù)以及距離和密度變量的Pearson相關(guān)性

注：SHDI：Shannon多樣性指數(shù)，Dis_Ro：樣點(diǎn)距道路的距離，Dis_Rv：樣點(diǎn)距河流的距離，Dens_Ro：緩沖區(qū)內(nèi)道路的密度，Dens_Rv：緩沖區(qū)內(nèi)河流的密度。

3 討論與結(jié)論

本研究發(fā)現(xiàn)：①流域耕地土壤酸化現(xiàn)狀：2010年流域耕地土壤以酸性土壤為主，1980—2010年土壤酸化顯著；耕地類型：水田和旱地土壤酸化顯著(pH下降率>27%)，水澆地有pH上升的趨勢；土壤類型：除河積土田外各類耕地土壤酸化顯著，黃壤最顯著，紅壤次之，而河積土田有pH上升的趨勢。②土壤pH時空格局：流域自上游往下耕地土壤pH遞增且分布變得更復(fù)雜，上游、中游東西兩側(cè)及下游東側(cè)的pH較小，且在1980—2010年酸性土壤向外蔓延，土壤酸化較明顯；中游中部及下游西側(cè)出現(xiàn)了pH升高的復(fù)雜組合。③景觀格局與土壤酸化的關(guān)系：除旱地、灌木林地、草地和未利用地之外的類型景觀格局指數(shù)都與耕地土壤pH存有顯著相關(guān)性，斑塊規(guī)模：pH與水澆地、其他林地、建設(shè)用地和水域呈顯著正相關(guān)而與有林地呈顯著負(fù)相關(guān)；破碎程度：pH與水澆地呈顯著正相關(guān)而與水田、園地、有林地和其他林地呈顯著負(fù)相關(guān)，建設(shè)用地和水域的pH斑塊密度呈顯著負(fù)相關(guān)而與邊緣密度呈顯著正相關(guān)；形狀復(fù)雜度：pH與水澆地呈顯著正相關(guān)而與水田、園地和有林地呈顯著負(fù)相關(guān)；集聚度：pH與水田、其他林地、建設(shè)用地和水域呈顯著正相關(guān)而與有林地呈顯著負(fù)相關(guān)；連接度：pH僅與有林地呈顯著正相關(guān)；景觀水平：pH與水域和道路密度呈顯著正相關(guān)。本研究選出各類景觀的土壤酸化敏感性景觀格局指數(shù)，發(fā)現(xiàn)自然林的破壞，水田、園地和水域的破碎化，不透水建設(shè)用地的零散分布有造成耕地土壤酸化風(fēng)險，大片水域的流水更新與水田的集聚化可降低土壤酸化風(fēng)險。

1980—2010年期間流溪河流域耕地土壤酸化明顯，這與全球[3-4]、全國[5]以及廣東省[8]等不同尺度的土壤酸化趨勢基本一致。流域內(nèi)黃壤和紅壤酸化最為顯著，這與我國南方紅壤和黃壤土壤酸化明顯[5]的結(jié)果一致，與廣東省土壤以赤紅壤、水稻土和紅壤土壤酸化最為顯著[8]一致但顯著性程度略有差異，與粵北翁源縣[15]的黃壤、紅壤、赤紅壤、紫色土pH有所上升結(jié)果不一致，這可能與廣東省地形地貌復(fù)雜、土壤的酸緩沖性能以及本研究僅分析了耕地類型等原因有關(guān)[36]，不同區(qū)域土壤類型與土壤酸化的關(guān)系需要進(jìn)一步探究。流域旱地和水田土壤酸化顯著，這與粵北翁源縣的研究結(jié)果[15]一致，但水澆地較旱地和水田的土壤pH較高，與山東省的土壤pH均值旱地>水澆地結(jié)果[14, 37]不一致，造成土壤酸化南北差異可能與氣候差異和施肥、秸稈焚燒、灌溉和輪作等耕作方式有關(guān)，土壤酸化空間分異的具體原因需要進(jìn)一步探討。流域自上游而下建設(shè)用地增多，自然林地減少，但耕地土壤pH遞增，一定程度上說明土壤酸化與建設(shè)用地關(guān)系不大，可能更多與土壤本底、耕作方式有關(guān)，具體原因需要進(jìn)一步探究。

土壤酸化是由自然和人為因素綜合作用下形成的，探究其時空變化需要綜合多因子進(jìn)行數(shù)據(jù)挖掘，從眾多的影響因子篩選出主導(dǎo)影響因子[38-39]，針對主導(dǎo)因子設(shè)計(jì)對比實(shí)驗(yàn)探究其內(nèi)在的影響機(jī)制[40]，探究土壤酸化防治的措施。本文分析了景觀格局與土壤酸化的相關(guān)性及不同景觀格局的土壤酸化風(fēng)險，但由于只有1980s的pH級別數(shù)據(jù)，缺少土壤pH具體數(shù)值，且僅基于一期土地利用分布，需要通過完善時間序列的景觀格局分布和土壤pH數(shù)值，基于“格局-過程”理念定量深入分析景觀格局變化對土壤酸化的影響。綜合探究土壤酸化主導(dǎo)影響因子對土壤酸化、重金屬污染的防治具有較大科研意義，需要進(jìn)一步深入探討和研究。

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Impacts of Landscape Patterns on Farmland Soil Acidification in Typical Subtropical Small Watersheds of China

YUAN Yuzhi1, GUO Ying1, ZHANG Yucan2, ZHANG Qiao2, ZHENG Chao1,3,SUN Hui4, CHAI Min1, GUO Zhixing1*

(1 Guangdong Institute of Eco-environmental Science & Technology, Guangdong Key Laboratory of Integrated Agro- environmental Pollution Control and Management, Guangzhou 510650, China; 2 Department of Agriculture and Rural Affairs of Guangdong Province, Guangzhou 510075, China; 3 College of Resources and Environment, Shanxi Agriculture University, Jinzhong, Shanxi 030800, China; 4 Institute of Earth Environment, Chinese Academy of Sciences, Xi’an 710061, China)

Soil acidity is a serious constraint to food production worldwide, soil degradation caused by soil acidification has become a global consensus. The impact factors of soil acidification were complex, landscape pattern is an important influential factor of ecological process, but the relationship between landscape pattern and soil acidification is not well understood. In order to discover the spatial and temporal patterns of farmland topsoil pH and watershed landscape, and to quantitatively examine the impacts of landscape pattern on farmland soil acidification. in this paper the Liuxihe watershed was selected as the study area and soil sample buffer as the research unit based on 759 farmland topsoil samples and land use pattern in 2010, distribution map of soil pH in 1980s, and the research methods included landscape pattern index analysis, spatial analysis and correlation analysis. The results showed that: 1) The watershed was dominated by acidic soil in 2010, soil mean pH was 5.79, 86.03% of the samples and 97.3% of the farmlands with pH<6.5; Soil pH were in an order of irrigated cropland (6.03)>irrigated paddy fields (5.68)>dry cropland (5.62), and in an order of alluvial soils (5.92)>paddy soils (5.84)>latosolic red earths (5.66)>purplish soils (5.55)>yellow earths (5.40)>red earths (5.39). 2)Soil acidification was significant during 1980—2010, soil pH decreased in 31.23% of the samples and 33.76 km2(24.76%) of the farmlands; Soil acidification in paddy fields and dry cropland were significant (pH reduction rate>27%), and irrigated farmland soil pH showed an increasing trend. Soil pH decreased in 92.21% of yellow earths and 54.31% of red earths. Except alluvial soils with an increasing trend of pH, farmland soil acidification was significant in other soils, among of which yellow earths was most significant, followed by red earths. 3) Farmland soil pH was increased and the distribution became more complicated from the upper reaches to lower reaches. pH were lower in the upper reaches, two side of middle reaches and the east sides of the lower reaches, acidic soil was spread outwards during 1980—2010 and soil acidification was obvious. Soil pH increased in complex pattern in the middle of middle reaches and the west side of lower reaches. 4)Except dry cropland, significant correlation were found between landscape metrics of different land use types and soil pH in shrubbery land, grass land and bare land. Soil pH was positively correlated with the densities of water area and road. The destruction of natural forest, the fragmentation of paddy fields, garden plots and water, scattered distribution of impermeable construction land may increase the risk of soil acidification while large area of water renewal and agglomeration of paddy fields may reduce it. These conclusions are useful for the control and remediation of farmland acidification.

Landscape pattern; Soil acidification; Farmlands; Liuxihe watershed

國家自然科學(xué)青年科學(xué)基金項(xiàng)目(41601558)，廣東省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2017A040406021, 2018B030320003)，廣州市科技計(jì)劃項(xiàng)目(201709010010)，廣東省科學(xué)院創(chuàng)新平臺建設(shè)專項(xiàng)，廣東省煙草專賣局科技項(xiàng)目(粵煙科項(xiàng)201705)和廣東省農(nóng)業(yè)與農(nóng)村廳“廣東省糧食生產(chǎn)功能區(qū)土壤酸化數(shù)據(jù)分析”項(xiàng)目資助。

通訊作者(zxguo@soil.gd.cn)

袁宇志(1989—)，男，廣東韶關(guān)人，碩士，助理研究員，主要從事“3S”技術(shù)在地理學(xué)、生態(tài)學(xué)、環(huán)境學(xué)以及土壤學(xué)等自然資源相關(guān)領(lǐng)域的應(yīng)用研究。E-mail: yuanyuzhi1989@163.com

S153.4；P901

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.01.013