邵 晗，王 虎，王 妍，2，徐紅楓，蘇 倩，劉云根，2

（1. 西南林業(yè)大學(xué) 生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南 昆明 650224；2. 西南林業(yè)大學(xué) 云南省山地農(nóng)村生態(tài)環(huán)境演變與污染治理重點實驗室，云南 昆明 650224）

中國西南喀斯特地區(qū)是巖溶地貌發(fā)育最典型、石漠化最嚴(yán)重、人地矛盾最突出、分布面積最大的喀斯特連續(xù)地帶[1-2]。近20 a來，針對西南喀斯特地區(qū)的生態(tài)地質(zhì)環(huán)境問題，中國采取了一系列以植被修復(fù)為主的石漠化治理措施，如封山育林、退耕還林還草、建設(shè)防護林、種植經(jīng)濟作物等，獲得了顯著的研究成果和治理成效[3-5]。大量研究證實植被修復(fù)能夠有效改善土壤的理化性質(zhì)，如白義鑫等[6]研究表明：土壤有機碳含量對不同土地利用方式的響應(yīng)不同，其中花椒Zanthoxylum bungeanum林有機碳含量顯著高于其他地類；XU等[7]研究發(fā)現(xiàn)：同一地區(qū)不同植被類型土壤養(yǎng)分含量之間差異顯著；李青等[8]通過對不同植被恢復(fù)模式下土壤化學(xué)特征的測定分析發(fā)現(xiàn)，混交林生態(tài)恢復(fù)效果優(yōu)于純林，豆科Fabaceae植物恢復(fù)效果優(yōu)于非豆科植物。然而，關(guān)于石漠化區(qū)不同植被恢復(fù)模式土壤的研究多集中于理化性質(zhì)變化特征及其關(guān)系等方面，對土壤質(zhì)量的系統(tǒng)研究相對較少。此外，西南地區(qū)豐富的礦產(chǎn)資源導(dǎo)致該地區(qū)土壤存在嚴(yán)重的重金屬污染現(xiàn)象。有研究表明：巖溶地區(qū)鉛鋅礦開采和特殊的喀斯特環(huán)境能夠?qū)е峦寥乐亟饘俪瑯?biāo)[9]；羅緒強等[10]研究發(fā)現(xiàn)：喀斯特地區(qū)不同石漠化程度土壤重金屬鎘含量不同，其中部分鎘伴隨石漠化過程向周邊擴散。目前，土壤貧瘠和重金屬污染是西南喀斯特地區(qū)較為嚴(yán)重的土壤環(huán)境問題，在分析不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分特征的同時，關(guān)注養(yǎng)分與重金屬之間的關(guān)系，對改善石漠化地區(qū)土壤養(yǎng)分和重金屬修復(fù)具有重要價值。本研究以滇東南西疇縣三光石漠化綜合治理示范區(qū)為例，比較不同土地利用方式土壤養(yǎng)分和重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)分布特征的差異，分析土壤養(yǎng)分與重金屬之間的關(guān)系，以揭示不同土地利用方式對石漠化區(qū)生態(tài)修復(fù)的影響，為石漠化治理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

三光石漠化綜合治理示范區(qū)位于云南省文山州西疇縣 (23°10′～23°14′N，104°34′～104°38′E)，屬熱帶低緯季風(fēng)氣候，年平均氣溫為 15.9 ℃，年均降水量為 1 294.0 mm，年日照時數(shù)為 1 500～1 600 h。近年來，該地區(qū)實施了一系列生態(tài)工程，如對山頭采取封山育林、植樹造林、公益林保護等措施修復(fù)森林植被，對山腰耕作條件較差的石旮旯地進行退耕還林，大力發(fā)展核桃Juglans regia、獼猴桃Actinidia chinensis等特色經(jīng)濟林果，對山腳坡度小于25°，有改造條件的緩坡地和石旮旯地，實施坡改梯和炸石造地，建成了全省石漠化綜合治理示范區(qū)。

1.2 樣點布設(shè)及樣品采集

查閱研究區(qū)相關(guān)資料并進行野外考察，根據(jù)當(dāng)?shù)赝恋乩梅绞郊爸饕r(nóng)作物和經(jīng)濟作物類型，并綜合考慮了海拔、坡度、坡向以及植被生長狀況，選取撂荒地、灌草地、人工林地、自然林地、玉米Zea mays地、核桃林地和獼猴桃地共7種利用方式(表1)。每種土地利用方式分別設(shè)置3個重復(fù)樣地。樣品采集于2020年8月，每個樣地設(shè)置3個1 m×1 m的樣方，按照S型5點采樣法，共采集63份土樣。采樣時先除去地面凋落物，采集0～10 cm表層土壤樣品，并采用四分法混勻。將土樣帶回實驗室經(jīng)自然風(fēng)干、剔除植物根莖和石礫后分為2份，研磨分別過20和100目篩，用于化學(xué)分析。

表1 研究區(qū)樣地概況Table 1 Sample overview of the study area

1.3 樣品分析及數(shù)據(jù)處理

1.3.1 樣品分析 土壤理化性質(zhì)[11]及重金屬元素[12]測定方法見表 2。

表2 土壤理化性質(zhì)及重金屬元素測定方法Table 2 Measuring methods of soil physicochemical indexes and heavy metal elements

1.3.2 土壤肥力指數(shù)綜合評價 本研究選取有機質(zhì)、全氮、堿解氮、全磷、速效磷、速效鉀及pH作為評價土壤肥力質(zhì)量的基本指標(biāo)。在計算土壤肥力綜合指數(shù)時，采用主成分分析法確定不同用地類型土壤肥力指標(biāo)的權(quán)重值(表3)，并構(gòu)建評價指標(biāo)的隸屬度函數(shù)模型(S型和拋物線型)，根據(jù)全國第2次土壤普查標(biāo)準(zhǔn)確定土壤屬性值的分級標(biāo)準(zhǔn)(表4)，最后采用模糊綜合評價(Fuzzy)法計算土壤肥力指數(shù)[13]。

表3 土壤肥力綜合評價指標(biāo)權(quán)重值Table 3 Weight value of soil fertility comprehensive evaluation index

表4 土壤養(yǎng)分及 pH 分級標(biāo)準(zhǔn)Table 4 Soil nutrient and pH classification criteria

土壤有機質(zhì)、全氮、堿解氮、全磷、速效磷、速效鉀采用S型隸屬函數(shù)[14]，土壤pH采用拋物線隸屬函數(shù)[14]。土壤肥力綜合指數(shù)(IFI)計算公式如下：

其中：Wi和Ni分別表示第i項指標(biāo)的權(quán)重值和隸屬度值，n為指標(biāo)數(shù)。IFI取值范圍為0～1。土壤肥力分級標(biāo)準(zhǔn)見表5。

表5 土壤肥力水平分級標(biāo)準(zhǔn)[17]Table 5 Classification standard for soil fertility level[17]

表6 土壤重金屬潛在生態(tài)危害分級標(biāo)準(zhǔn)Table 6 Soil heavy metals potential ecological hazard grading standard

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分特征分析

2.1.1 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異特征 巖溶石漠化地區(qū)不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)之間存在差異(圖1)，總體表現(xiàn)為：自然恢復(fù)方式下土壤有機質(zhì)、全氮、全磷顯著高于其他利用方式(P＜0.05)。撂荒地(76.25 g·kg-1)和灌草地(78.40 g·kg-1)的土壤有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，其次是人工林地 (55.77 g·kg-1)、自然林地 (52.20 g·kg-1)和玉米地 (53.18 g·kg-1)，而核桃林地 (35.91 g·kg-1)和獼猴桃地(27.96 g·kg-1)土壤有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低，但差異不顯著(P＞0.05)。不同利用方式下土壤的全氮與有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化趨勢相似，不同的是撂荒地全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高(2.35 g·kg-1)，獼猴桃地全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低(1.00 g·kg-1)，且核桃林地和獼猴桃地與撂荒地土壤全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)具有顯著差異(P＜0.05)。不同利用方式下土壤全磷與有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)不同的是，撂荒地土壤全磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高(1.19 g·kg-1)，其次是玉米地(1.00 g·kg-1)，與人工林地、自然林地、核桃林地、獼猴桃地全磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的差異顯著(P＜0.05)，人工林地土壤全磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低(0.35 g·kg-1)。由此可見，撂荒地和灌草地更有益于該地區(qū)土壤養(yǎng)分的提升，而獼猴桃地和核桃林地因其人為擾動過強導(dǎo)致養(yǎng)分嚴(yán)重流失。

圖1 不同土地利用方式下土壤有機質(zhì)、土壤全氮和土壤全磷的差異特征Figure 1 Characteristics of soil organic matter contents， soil total nitrogen contents and soil total phosphorus contents under different utilization methods

2.1.2 不同土地利用方式下土壤肥力綜合評價 通過對不同利用土地方式土壤肥力綜合指數(shù)的計算可知，巖溶石漠化地區(qū)人為干擾較弱的利用方式下土壤較為肥沃。撂荒地、灌草地和玉米地的土壤肥力處于高水平，人工林地和自然林地土壤肥力處于較高水平，核桃林地和獼猴桃地土壤肥力處于中等水平，其中，獼猴桃地IFI最低，為0.485，灌草地IFI最高，達到0.915，是獼猴桃地的1.9倍(表7)，說明灌草模式比人為干擾較強的經(jīng)濟作物模式更適合石漠化地區(qū)的土壤修復(fù)。

表7 不同利用方式土壤肥力指數(shù)Table 7 Soil fertility index in different utilization modes

2.2 不同土地利用方式下土壤重金屬污染風(fēng)險特征

運用潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價不同土地利用方式下土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險水平，可見 7種土地利用方式下土壤IR均小于150，在輕微風(fēng)險水平范圍內(nèi)(表8)，IR從大到小依次為獼猴桃地、自然林地、核桃林地、撂荒地、玉米地、人工林地、灌草地。根據(jù)Ei可知：砷的風(fēng)險水平最高，在自然林地和獼猴桃地表現(xiàn)為強生態(tài)風(fēng)險水平，在撂荒地、人工林地和核桃林地生態(tài)風(fēng)險水平為中等，在灌草地和玉米地生態(tài)風(fēng)險水平為輕微。砷質(zhì)量分?jǐn)?shù)均值在自然林地中達到最大值122.27 mg·kg-1(圖2)，超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值3倍，在玉米地中最低，為35.55 mg·kg-1，略高于土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值。此外，除撂荒地鎳的污染水平為中等，7種利用方式下土壤中鋅、銅、鎳、鉻和錳均表現(xiàn)為輕微污染。綜上，研究區(qū)7種不同土地利用方式下土壤重金屬污染均為輕度風(fēng)險水平，獼猴桃地重金屬污染風(fēng)險水平最高，其中砷是造成該地區(qū)重金屬污染的主要污染物。

圖2 不同利用方式下土壤重金屬空間分布特征Figure 2 Spatial distribution characteristics of soil heavy metals under different utilization modes

表8 土壤重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)Table 8 Soil heavy metals potential ecological hazard index

2.3 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分和重金屬之間的相關(guān)性

對不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分與重金屬之間的相關(guān)性分析可知(圖3)：不同土地利用方式下各重金屬元素與土壤養(yǎng)分之間存在顯著相關(guān)性(P＜0.05)。具體表現(xiàn)為：撂荒地中土壤有機質(zhì)、全氮、全磷與鉻和錳呈顯著正相關(guān)(P＜0.05)；灌草地和人工林地中土壤養(yǎng)分與大部分重金屬元素呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)；自然林地中除土壤全磷、堿解氮與鉻呈顯著負(fù)相關(guān)外(P＜0.05)，土壤養(yǎng)分與重金屬元素呈顯著正相關(guān)(P＜0.05)；核桃林地中土壤全磷和速效磷與砷和銅呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)；在人為干擾較強的玉米地和獼猴桃地中，土壤養(yǎng)分與重金屬元素之間的相關(guān)性不顯著(P＞0.05)。總而言之，巖溶石漠化地區(qū)土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)對重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)具有顯著的影響，但這種影響因土地利用方式的不同而不同。

圖3 不同利用方式下土壤養(yǎng)分和重金屬之間的相關(guān)性Figure 3 Correlation between soil nutrients and heavy metals under different utilization methods

3 討論

3.1 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分特征分析

本研究發(fā)現(xiàn)：不同土地利用方式對土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)具有較為顯著的影響。人為干擾是直接引起該地區(qū)土壤養(yǎng)分流失的重要因素，其中受人為干擾較大的獼猴桃地土壤養(yǎng)分流失最為嚴(yán)重。研究[18-21]表明：人為踩踏行為導(dǎo)致土壤容重增加，土壤保水持水能力退化，土壤有機質(zhì)、全磷和全氮含量降低。自然屬性較強的灌草地養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于其他地類，是因為灌草地所受人為干擾較弱，生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定，養(yǎng)分不易流失，且植物種類豐富多樣，根系密度較大，能夠改善土壤結(jié)構(gòu)，從而使得更多的養(yǎng)分進入土壤[22]。自然林地和人工林地多為純林，植被群落豐富度和多樣性較低，導(dǎo)致養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于灌草地。長年耕作的玉米地，所受人為擾動最強，但因長期施肥的作用增加了土壤的氮磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)。因此，在巖溶石漠化地區(qū)，為了能夠更好地改善土壤養(yǎng)分狀況，應(yīng)因地制宜，選擇合適的植被模式，并適當(dāng)減少人為干預(yù)，防止養(yǎng)分流失。

3.2 不同土地利用方式下土壤重金屬污染特征分析

不同土地利用方式下土壤重金屬的分布特征具有顯著差異[23]。本研究中，獼猴桃地土壤重金屬污染風(fēng)險水平最高。胡春華等[24]研究結(jié)果表明：農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動中投入大量材料如肥料、除草劑、殺蟲劑、塑料薄膜，不僅提升了土壤養(yǎng)分，也會導(dǎo)致農(nóng)用地土壤重金屬污染。玉米地土壤重金屬污染風(fēng)險水平較撂荒地低，是因為玉米的根部能夠富集重金屬[25]，也可能是收割作物時帶走了土壤中的部分重金屬。研究區(qū)灌草地重金屬污染風(fēng)險水平最低，其原因可能是土壤有機質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)高，提高了重金屬的環(huán)境遷移能力，且灌草地受人為活動影響較小，進而重金屬輸入源較少，也有可能是因為灌草地上的植被對重金屬有一定的富集作用。

3.3 不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分對重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響特征

土壤養(yǎng)分與重金屬之間具有一定的耦合關(guān)系[26]。本研究結(jié)果表明：不同土地利用方式下土壤養(yǎng)分與重金屬的相關(guān)性不同，其中重金屬對灌草地、人工林地和自然林地養(yǎng)分的提升影響較為顯著。土壤重金屬與土壤酶活性之間的關(guān)系密不可分[27-28]，土壤重金屬污染常具隱蔽性、難降解和易富集等特性。重金屬以離子形態(tài)進入植物體內(nèi)，從而影響土壤微生物的生態(tài)特性，在適宜濃度時可促進酶活性，濃度過低或過高時對酶活性可起到抑制作用，而養(yǎng)分與酶活性密切相關(guān)[29]。在本研究中，重金屬污染風(fēng)險最低的灌草地中土壤肥力指數(shù)最高，可能是適度的重金屬污染對酶活性起到了促進作用，從而提升了土壤的肥力。然而，重金屬污染對撂荒地和作物種植地土壤養(yǎng)分的作用并不顯著，主要原因是撂荒地土壤重金屬污染是由其特殊的土壤母質(zhì)造成的，而玉米地、核桃林地和獼猴桃地的土壤貧瘠及重金屬污染主要是由較活躍的人為活動導(dǎo)致的?？傊?，土壤養(yǎng)分對重金屬的污染程度在不同土地利用方式下有較為顯著的響應(yīng)，但其響應(yīng)機制仍需更深入的研究。

4 結(jié)論

通過對云南省西疇縣石漠化治理示范區(qū)不同土地利用方式下表層土壤養(yǎng)分和重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)特征及其關(guān)系的研究，得出以下結(jié)論：①研究區(qū)7種不同土地利用方式中，灌草地對土壤養(yǎng)分的改良效果最好，獼猴桃地因較強的人為干擾導(dǎo)致養(yǎng)分流失嚴(yán)重，而玉米地因長期施肥使得土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加。②砷是該地區(qū)主要污染物，灌草地重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低且生態(tài)風(fēng)險水平最低，獼猴桃地生態(tài)風(fēng)險水平最高。③在灌草地、人工林地和自然林地中，土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)對重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響較為顯著。

綜上所述，在不同土地利用方式下，人為干擾是導(dǎo)致土壤養(yǎng)分流失的重要因素，然而，在人為干擾較弱的利用方式下，土壤養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)對重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)具有顯著影響。對于該地區(qū)土壤所面臨的生態(tài)問題，應(yīng)盡可能地降低人為干擾強度，以改善土壤的養(yǎng)分狀況，減少土壤重金屬的累積，降低生態(tài)風(fēng)險水平。而土壤養(yǎng)分對重金屬的響應(yīng)機制有待更深入的研究。