喀斯特石漠化過程中土壤重金屬鉻的含量特征

劉胤序　羅緒強(qiáng)　賈佳麗　劉海紅　李軍

摘要：鉻（Cr）是一種分布較廣的重金屬元素，可以通過母巖風(fēng)化進(jìn)入土壤。鉻在食物鏈中通過植物的吸收，進(jìn)入人體或動(dòng)物體內(nèi)而對(duì)其造成直接或間接危害。以貴州省清鎮(zhèn)市王家寨峰叢洼地小流域?yàn)闃拥兀瑢?duì)流域內(nèi)不同等級(jí)、不同土壤類型、不同坡位及不同干擾方式下，石漠化的土壤Cr含量進(jìn)行分析。結(jié)果表明：土壤重金屬Cr含量變化范圍為4.46～174.32 μg/g，均值為95.20 μg/g，有57.7%的樣地超出貴州省土壤背景值。除強(qiáng)度石漠化外，隨著石漠化程度的加深，Cr含量呈降低趨勢(shì);強(qiáng)度石漠化與中度石漠化的土壤Cr含量有顯著差異（P<0.05），其他石漠化等級(jí)間差異不顯著。黃壤區(qū)Cr含量平均為107.22 μg/g，其不同坡位Cr含量特征表現(xiàn)為下坡>中坡>上坡;黑色石灰土區(qū)Cr含量平均為81.15 μg/g，其下坡位含量最低，上坡位和中坡位含量相當(dāng)。在不同干擾方式下石漠化樣地中，重金屬Cr含量均值變化趨勢(shì)為開墾>火燒>放牧>樵采，Cr含量在不同坡位和不同干擾方式的石漠化間均無顯著差異。隨著土壤pH值和有機(jī)質(zhì)含量的增加，重金屬Cr含量有減小的趨勢(shì)。

關(guān)鍵詞：喀斯特石漠化;土壤重金屬;鉻;含量特征

中圖分類號(hào)： X142;X53? 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A? 文章編號(hào)：1002-1302（2019）03-0265-04

喀斯特石漠化（karst rocky desertification，簡(jiǎn)稱KRD）是指在亞熱帶脆弱的喀斯特環(huán)境背景下，由于不合理的人為干擾，造成的土壤侵蝕、基巖外露，植被覆蓋率降低，土地質(zhì)量下降，地表呈現(xiàn)為類似荒漠化的土壤退化過程[1-2]。在陸地生態(tài)系統(tǒng)中，土壤是多種生態(tài)過程的載體，也是植物生存的物質(zhì)基礎(chǔ)之一，重金屬對(duì)土壤的污染具有隱蔽、不可逆、難以降解的特性[3]，嚴(yán)重危害人類健康。鉻（Cr）是一種分布較廣的重金屬元素，主要分布于土壤、大氣、水及動(dòng)植物體中[4]。鉻可以通過母巖風(fēng)化進(jìn)入土壤，也會(huì)通過工業(yè)廢水、廢渣和農(nóng)業(yè)施肥等致使土壤受到不同程度的污染，引起土壤板結(jié)、作物生長(zhǎng)受阻[5]。鉻在食物鏈中通過植物對(duì)土壤重金屬的吸收，進(jìn)入人體或動(dòng)物體內(nèi)而對(duì)其造成直接或間接危害。在國(guó)際抗癌研究中心和美國(guó)毒理學(xué)組織公布的致癌物中，鉻及其化合物在人體內(nèi)蓄積具有致癌性并且可能誘發(fā)基因突變，危害極大[6]。本研究以貴州省清鎮(zhèn)市王家寨峰叢洼地小流域?yàn)闃拥?，?duì)流域內(nèi)不同等級(jí)、不同土壤類型、不同坡位及不同干擾方式下，石漠化間土壤Cr含量分布特征進(jìn)行研究，以期為喀斯特地區(qū)土壤重金屬鉻的污染狀況及防治提供理論基礎(chǔ)和科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

清鎮(zhèn)市位于黔中高原地區(qū)，總面積1 492.4 km2，其中山地占33.3%，丘陵占52.9%，山間平壩占13.8%。清鎮(zhèn)市的喀斯特面積為1 220 km2，占清鎮(zhèn)市總面積的81.75%，其中溶蝕區(qū)為748.2 km2，溶蝕-侵蝕區(qū)為471.8 km2，非喀斯特面積為272.4 km2。

研究區(qū)處于清鎮(zhèn)市紅楓湖鎮(zhèn)王家寨淺碟狀峰叢洼地小流域示范樣區(qū)（圖1），流域面積2.4 km2，喀斯特分布面積達(dá)95%，是典型的喀斯特丘原區(qū)。該示范區(qū)海拔1 300 m左右，相對(duì)高差110 m，年平均氣溫14 ℃，年均降水量為1 253 mm，主要集中在5—10月。研究區(qū)主要土壤類型為黑色石灰土和黃壤，坡度較大，地勢(shì)陡峭的部位多發(fā)育為較年輕的黑色石灰土，而坡度較小，地形相對(duì)平坦的部位多發(fā)育為黃壤。

研究區(qū)內(nèi)植被主要有鵝耳櫪、園果化香、小葉鼠李、過路黃、小果薔薇、火棘、竹葉椒、月月青、粉枝莓、莎草、衛(wèi)茅、蒿、藎草、蕨、狗尾草等，大都為灌草，屬于適應(yīng)性強(qiáng)的鄉(xiāng)土種，少有喬木。整個(gè)流域自然植被覆蓋度低，按土壤退化程度出現(xiàn)一定的相關(guān)性分布?？偟膩碚f，這一區(qū)域人口密度越來越大，土地可利用性小，人地矛盾突出，人們?yōu)榱松鎸?duì)有限的土壤、植被資源造成了極大的破壞。流域內(nèi)農(nóng)業(yè)活動(dòng)較為粗放，廣種薄收，低投入低產(chǎn)出，使得原本脆弱的生態(tài)系統(tǒng)因人為活動(dòng)的強(qiáng)烈干擾而發(fā)生逆向演替。

2 樣品采集與分析

在小流域內(nèi)的不同坡度上，選擇無石漠化、輕度石漠化、中度石漠化和強(qiáng)度石漠化等4種不同退化程度的樣地，樣地分布在不同土壤類型和不同干擾方式的背景區(qū)（圖1）。采樣方法參照文獻(xiàn)[7-8]，對(duì)采樣地劃分小生境類型，用權(quán)重法確定每個(gè)小生境須要采集的樣品量以之代表樣地土壤，樣品采集深度為0～15 cm，對(duì)于土層淺薄不足15 cm的樣點(diǎn)則將土壤厚度作為采樣深度。

用火焰原子吸收光譜法測(cè)定Cr含量，用Origin作圖，用Microsoft Excel 2007和SPSS 20進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同等級(jí)石漠化間土壤Cr含量特征

土壤重金屬Cr含量在不同石漠化等級(jí)間的變化范圍為4.462～174.320 μg/g，均值為95.195 μg/g，與貴州省土壤背景值（95.9 μg/g）[9]相比，有57.7%的樣地超出貴州省土壤背景值，其中Cr含量最大值出現(xiàn)在中等石漠化樣地，超出了背景值的81.8%。樣地采樣點(diǎn)均未超過中國(guó)國(guó)家土壤二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[10]。重金屬Cr含量平均值以強(qiáng)度石漠化最高，變化順序?yàn)閺?qiáng)度石漠化>無石漠化>輕度石漠化>中度石漠化，除強(qiáng)度石漠化外，隨著石漠化程度的加深，重金屬Cr含量呈降低趨勢(shì)。由表1和圖2可知，強(qiáng)度石漠化土壤中Cr含量的變化范圍為98.441～148.220 μg/g，均值為127.254 μg/g，變異系數(shù)為15.69%，為低等變異水平。Cr含量最大值（174.320 μg/g）和最小值（4.462 μg/g）均出現(xiàn)在中度石漠化土壤中，變異系數(shù)為78.84%，為高等變異水平。輕度石漠化Cr含量變化范圍為33.298～125.910 μg/g，均值為 81.296 μg/g，變異系數(shù)為45.69%，為中等變異水平。無石漠化Cr含量變化范圍為58.320～132.720 μg/g，均值為 93.458 μg/g，變異系數(shù)為 39.99%，為中等變異水平。Cr含量在中度石漠化土壤中分布差異較大，這與喀斯特石漠化地區(qū)特殊的地質(zhì)發(fā)育使巖石與淺薄土層鑲嵌導(dǎo)致其具有高度的空間異質(zhì)性有關(guān)[11]。單因素分析表明，強(qiáng)度石漠化與中度石漠化的土壤Cr含量差異顯著（P<0.05），其他石漠化等級(jí)間土壤Cr含量無明顯差異。

3.2 不同土壤類型及不同坡位Cr含量分布特征

由圖3可知，黃壤區(qū)Cr含量平均值為107.22 μg/g，最小值僅為4.46 μg/g，最大值為151.8 μg/g，變異系數(shù)為 46.99%。黑色石灰土區(qū)Cr含量平均值為81.15 μg/g，最小值為30.46 μg/g，最大值為131.24 μg/g，變異系數(shù)為 44.46%。黃壤區(qū)Cr含量明顯高于黑色石灰土區(qū)。

黃壤區(qū)不同坡位Cr含量特征表現(xiàn)為下坡>中坡>上坡。其中，上坡位樣地的Cr含量在4.46～121.35 μg/g之間，均值為 79.6 μg/g， 變異系數(shù)為 64.69%。 中坡位樣地的Cr含量在4.56～148.22 μg/g之間，均值為105.79 μg/g，變異系數(shù)為55.97%。下坡位樣地的Cr含量在98.44～174.32 μg/g之間，均值為143.18 μg/g，變異系數(shù)為22.34%。黃壤區(qū)不同坡位間Cr含量在下坡位和中坡位分布較集中，上坡位最分散。黑色石灰土區(qū)樣地不同坡位Cr含量均值表現(xiàn)為中坡與上坡相當(dāng)，下坡最低。其中，上坡位樣地的Cr含量在 57.00～125.91 μg/g之間，均值為85.66 μg/g，變異系數(shù)為39.51%。中坡位樣地的Cr含量在33.30～131.16 μg/g之間，均值為85.05 μg/g，變異系數(shù)為42.95%。下坡位樣地的Cr含量在30.46～131.24 μg/g之間，均值為71.74 μg/g，變異系數(shù)為64.82%。黑色石灰土區(qū)不同坡位間Cr含量在中坡位分布較集中，下坡位和上坡位較分散。

3.3 不同干擾方式下土壤Cr含量變化特征

由圖4可以看出，在不同干擾方式的石漠化中，重金屬Cr含量均值變化趨勢(shì)為開墾>火燒>放牧>樵采。其中，受開墾干擾樣地Cr含量在101.92～174.32 μg/g之間，均值為133.34 μg/g，變異系數(shù)為22.06%。受火燒干擾樣地Cr含量在125.91～131.24 μg/g之間，均值為129.44 μg/g，變異系數(shù)為2.36%。受放牧干擾樣地Cr含量在33.30～148.14 μg/g 之間，均值為92.62 μg/g，變異系數(shù)為46.28%。受樵采干擾樣地Cr含量在30.46～101.39 μg/g之間，均值為74.03 μg/g，變異系數(shù)為36.49%（圖4）。Cr含量最大值出現(xiàn)在受開墾干擾的石漠化樣地中，最小值出現(xiàn)在受樵采干擾的石漠化樣地中。

3.4 土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量與重金屬Cr含量的關(guān)系

土壤酸堿度可以綜合反映土壤化學(xué)性質(zhì)，對(duì)土壤生物活性、營(yíng)養(yǎng)元素的遷移轉(zhuǎn)化及重金屬元素的有效性有著重要影響[12]。本研究的26個(gè)采樣點(diǎn)中，pH值<5.0的強(qiáng)酸性土壤樣品有1個(gè)，占總樣點(diǎn)的3.9%;pH值為5.0～6.5的酸性土壤樣點(diǎn)有3個(gè)，占11.54%;pH值為6.5～7.5的中性樣點(diǎn)和pH值為7.5～8.5的堿性土壤樣點(diǎn)各有11個(gè)，各占總樣品數(shù) 42.31%，無強(qiáng)堿性樣品土壤。pH值與重金屬Cr含量呈極顯著負(fù)相關(guān)（表2），當(dāng)pH值在5.5～6.0之間時(shí)，Cr含量達(dá)到最大值。

有機(jī)質(zhì)含量與重金屬Cr含量有極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（表2），隨著有機(jī)質(zhì)含量的增加，本研究區(qū)域的重金屬Cr含量有減小的趨勢(shì)。土壤有機(jī)質(zhì)本身并不含重金屬，但卻可以影響重金屬的遷移和轉(zhuǎn)化。一般來說，土壤有機(jī)質(zhì)會(huì)與重金屬發(fā)生絡(luò)合和螯合作用，降低重金屬離子的活性，所以往往在有機(jī)質(zhì)含量較高的表層土壤中會(huì)積累更多重金屬[13];但是頻繁的農(nóng)田耕作、作物輸出會(huì)影響土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)，降低土壤抵御侵蝕和淋溶的能力，因此重金屬含量會(huì)隨有機(jī)質(zhì)的流失而降低。

4 結(jié)論與討論

研究區(qū)內(nèi)在不同等級(jí)石漠化間重金屬Cr含量均值變化由大到小為強(qiáng)度石漠化>無石漠化>輕度石漠化>中度石漠化，除強(qiáng)度石漠化外，隨著石漠化程度的加重，重金屬含量呈降低趨勢(shì)。強(qiáng)度石漠化Cr金屬含量較高，強(qiáng)度石漠化樣地土壤主要以稀疏灌草叢為主，不同的母質(zhì)和成土過程會(huì)影響土壤Cr的含量，同時(shí)本研究區(qū)內(nèi)的強(qiáng)度石漠化樣地主要是受開墾影響而退化，所以不合理的農(nóng)耕作業(yè)和農(nóng)藥化肥的使用，也會(huì)使重金屬加速積累。黃壤鉻含量明顯高于黑色石灰土，黃壤區(qū)不同坡位Cr含量特征表現(xiàn)為下坡>中坡>上坡;黑色石灰土區(qū)不同坡位Cr含量均值表現(xiàn)為中坡與上坡相當(dāng)，下坡最低。不同土壤類型重金屬含量差別較大，這可能與采樣區(qū)地形有關(guān)。黑色石灰土樣區(qū)多為坡地且坡度較大，降雨等淋溶作用會(huì)使金屬鉻隨土壤養(yǎng)分一起流失，同時(shí)黃壤區(qū)地形較平坦，多為耕地且大都為團(tuán)塊狀質(zhì)地，重金屬Cr遷移能力較弱，易被土壤吸附累積。黃壤區(qū)坡位較緩且植被覆蓋差異不大，高坡位易水土流失[14-15]，土壤重金屬Cr會(huì)隨土壤養(yǎng)分徑流到下坡位而積累，所以下坡位Cr含量較高。黑色石灰土區(qū)上、中坡位Cr含量較高，可能是因?yàn)樵搮^(qū)坡度陡峭地貌復(fù)雜，上坡位植被覆蓋較好，水土流失作用弱，中坡為凹坡[16]，徑流作用弱，使重金屬Cr更容易淤積。在不同干擾方式的石漠化中，重金屬Cr含量均值變化趨勢(shì)為開墾>火燒>放牧>樵采，Cr含量最大值出現(xiàn)在受開墾干擾的石漠化樣地中，最小值出現(xiàn)在受樵采干擾的石漠化樣地中。與放牧和樵采的干擾相比，開墾和火燒干擾下的土壤質(zhì)地黏重、易板結(jié)，使Cr更容易滯留在土壤中;同時(shí)，較高的Cr含量也可能與農(nóng)民對(duì)開墾地施用磷肥和草木灰有關(guān)[17-18]。不同pH值范圍內(nèi)的重金屬含量不同，隨土壤pH值的升高，Cr含量有減小的趨勢(shì)。隨著有機(jī)質(zhì)含量的增加，Cr含量也在減少，在探究有機(jī)質(zhì)含量對(duì)重金屬有效性的影響時(shí)還須要考慮重金屬形態(tài)的轉(zhuǎn)變。土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)重金屬累積的效應(yīng)較為復(fù)雜，與土壤母質(zhì)、土壤類型、土地利用方式以及重金屬性質(zhì)等因素有關(guān)[19-21]，其具體原因還須進(jìn)一步探究。

參考文獻(xiàn)：

[1]羅緒強(qiáng)，王世杰，劉秀明，等. 喀斯特石漠化過程中土壤重金屬鎘的地球化學(xué)特征[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2009，18（1）：160-166.

[2]盛茂銀，劉 洋，熊康寧. 中國(guó)南方喀斯特石漠化演替過程中土壤理化性質(zhì)的響應(yīng)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2013，33（19）：6303-6313.

[3]秦 松，王正銀，劉明競(jìng). 喀斯特邊遠(yuǎn)農(nóng)區(qū)正安縣植煙土壤重金屬含量及其特征[J]. 水土保持學(xué)報(bào)，2007，21（1）：72-75，98.

[4]梁奇峰. 鉻與人體健康[J]. 廣東微量元素科學(xué)，2006，13（2）：67-69.

[5]朱建雯，王 靈，錢 翌，等. 烏魯木齊市菜地土壤和蔬菜鉻含量特征及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[C]//中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì).第二屆重金屬污染監(jiān)測(cè)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及修復(fù)技術(shù)高級(jí)研討會(huì).北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì)，2008.

[6]周 凱，王智芳，馬玲玲，等. 新鄉(xiāng)市郊區(qū)大棚菜地土壤重金屬Pb、Cd、Cr和Hg污染評(píng)價(jià)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2013，22（12）：1962-1968.

[7]王世杰，盧紅梅，周運(yùn)超，等. 茂蘭喀斯特原始森林土壤有機(jī)碳的空間變異性與代表性土樣采集方法[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2007，44（3）：475-483.

[8]羅緒強(qiáng)，王世杰，王程媛，等. 喀斯特石漠化過程中土壤氮同位素組成及其空間分異特征[J]. 核農(nóng)學(xué)報(bào)，2011，25（6）：1235-1243.

[9]中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站. 中國(guó)土壤元素背景值[M]. 北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1990.

[10]夏家淇. 土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)詳解[M]. 北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1996.

[11]劉 方，王世杰，劉元生，等. 喀斯特石漠化過程土壤質(zhì)量變化及生態(tài)環(huán)境影響評(píng)價(jià)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，25（3）：639-644.

[12]王孝堂. 土壤酸度對(duì)重金屬形態(tài)分配的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)，1991，28（1）：103-107.

[13]陳 浩，吉力力·阿不都外力，劉 文，等. 博爾塔拉河沿岸土壤重金屬含量特征與有機(jī)質(zhì)、pH值的關(guān)系[J]. 水土保持研究，2016，23（5）：210-213.

[14]Chen H S，Liu J W，Zhang W，et al. Soil hydraulic properties on the steep karst hillslopes in northwest Guangxi，China[J]. Environmental Earth Sciences，2012，66（1）：371-379.

[15]Jiang Y J，Li L L，Groves C，et al. Relationships between rocky desertification and spatial pattern of land use in typical karst area，southwest China[J]. Environmental Earth Sciences，2009 （59）：881.

[16]杜雪蓮，王世杰，葛永罡，等. 喀斯特石漠化過程的植物葉片 δ13C 值變化及其環(huán)境分析[J]. 自然科學(xué)進(jìn)展，2008，18（4）：413-423.

[17]Li Y D，Xie J，Luo G P，et al. The evolution of a karst rocky desertification land ecosystem and Its driving forces in the Houzhaihe area，China[J]. Open Journal of Ecology，2015，5：501-512.

[18]Peng X D，Dai Q H，Yang Z，et al. Sediment yield of surface and underground erosion in the process of rocky desertifi cation of karst area[J]. Acta Pedologica Sinica，2016（5）：1238-1245.

[19]曹會(huì)聰，王金達(dá)，張學(xué)林. 東北地區(qū)污染黑土中重金屬與有機(jī)質(zhì)的關(guān)聯(lián)作用[J]. 環(huán)境科學(xué)研究，2007，20（1）：36-41.

[20]孫 花，譚長(zhǎng)銀，黃道友，等. 土壤有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤重金屬積累、有效性及形態(tài)的影響[J]. 湖南師范大學(xué)自然科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，34（4）：82-87.

[21]陳子揚(yáng)，孫孝龍. 土壤中有機(jī)質(zhì)與重金屬關(guān)系的研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境與發(fā)展，2017，29（8）：141-142.張榮天，陸建飛. 基于DEA-ESDA模型的江蘇縣域耕地利用效率時(shí)空格局分析[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2019，47（3）：269-272.