云南断陷盆地高原面典型小流域土壤元素含量特征

杨慧 ，朱同彬 ，王修华 ，蒲俊兵 ，李建鸿 ，张陶 ，曹建华 *

1. 中国地质科学院岩溶地质研究所国土资源部//广西岩溶动力学重点实验室，广西 桂林 541004；2. 联合国教科文组织国际岩溶研究中心，广西 桂林 541004；3. 中国地质大学（北京）水资源与环境学院，北京 100083

土壤常量和微量元素作为植物生命物质的来源具有重要作用，不同地区土壤中营养元素含量及分布特征均不相同，其含量及分布特征是由内生与表生作用共同决定的，在成土过程中其地球化学行为多样，从而发生分异和富集，可记录大量地学信息（黄成敏等，2002）。从土壤微量元素与地球化学特点可推断土壤形成过程的机理和土壤形成的初期环境条件（邢宝山等，1993）（张朝生等，1995），所以土壤常量和微量元素在土壤发生领域的研究中具有极重要的意义。

岩溶断陷盆地是中国西南岩溶地区典型的生态脆弱区，是岩溶区生态恢复与重建的重要区域，也是石漠化综合治理类型区之一。该区位于长江、珠江中上游，隶属国家生态“两屏三带”区和乌蒙山、滇桂黔石漠化连片特困区，石漠化治理科技投入相对薄弱（曹建华等，2016）。云南断陷盆地主要分布于滇东地区（姚六三，1984），是集中连片重度石漠化区，制约区域生态安全，亟待开展石漠化综合治理。断陷盆地的地形起伏大，海拔悬殊，气候垂直分带明显，地下河深埋，水土流失严重。其特殊的盆-山共存的地质分异构造制约着断陷盆地地貌演化过程和水土岩植的空间分异格局（曹建华等，2016）。尽管学者们对岩溶地区石漠化与土壤理化性质（刘方等，2005；盛茂银等，2013；颜萍等，2016）、石漠化与岩石及土壤中化学元素含量关系（顾展飞等，2016）、云南省断陷盆地岩溶区土壤某些元素的含量（李丽辉等，2008）等进行了有意义的探索，但目前在断陷盆地石漠化与土壤元素之间的关系上的研究较少，尤其是从土壤生物地球化学特征的研究更为有限。本研究以断陷盆地高原面典型封闭落水洞小流域土壤为研究对象，通过分析土壤常量和微量元素全量以及微量元素有效态含量等，研究断陷盆地石漠化演变与地质环境分异协同演变的关系，为石漠化治理和生态恢复提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

蒙自东山牛耳坡洼地研究区为一封闭的落水洞小流域，地理位置为23°26′59.88″N、103°27′20.89″E，海拔2086 m，位于蒙自东山高原面上，属于亚热带高原季风气候。洼地东坡为中至重度石漠化区，石质坡地为主，基岩裸露率大于65%。洼地西坡为中度石漠化区，土石质坡地，基岩裸率约45%。洼地底部有一落水洞，为雨水的主要排泄通道，也是区内水土流失的主要通道。研究区内分布有2014年 12月开始用于石漠化治理的苹果树，树下有少量杂草。

1.2 样品采集与处理

2016年10月，在实地调查的基础上，综合考虑气候、海拔、石漠化等因素，分别在研究区东坡和西坡从坡顶到坡脚每隔2 m采集1个0～20 cm表层土壤样品（图1），洼地底部同样按照2 m的间隔采集样品。东坡自坡顶到坡脚采集到土壤样品14个，洼地底部采集到土壤样品5个，西坡自坡顶到坡脚采集到土壤样品11个，共采集到土壤样品30个。

1.3 土壤有机碳、全氮和pH测定

土壤有机碳含量采用重铬酸钾容量法-外加热法（鲍士旦，2000）30-34测定，土壤全氮采用半微量凯氏法（鲍士旦，2000）42-49测定，土壤pH测定采用 1∶5（m∶V）土水比，然后用校正好的梅特勒-托利多S470-B SevenExcellence台式pH计直接测定。

1.4 元素分析

土壤样品于 EHD消解仪中进行硝酸-高氯酸-氢氟酸消解，使用电感耦合等离子体发射光谱法ICP-AES测定其元素全量；有效态含量采用二乙烯三胺五乙酸-氯化钙-三乙醇胺（DTPA-CaCl2-TEA）缓冲溶液浸提，电感耦合等离子体发射光谱法ICP-AES测定。采用石灰土标准物质 GBW07404（GSS-4）进行质量控制。

1.5 数据处理

数据处理在Excel 2010中进行，利用Origin 8.0作图，SPSS 16.0进行描述性统计和单因素方差分析等，并采用Duncan法在0.05水平上进行多重比较。土壤有机碳、pH、全氮与土壤元素之间的相关分析采用泊松相关检验（P<0.05表示显著相关和P<0.01表示极显著相关）。

2 结果与分析

2.1 土壤pH、有机碳和全氮

研究区土壤 pH值在 5.93～6.63之间，平均为6.35；有机碳质量分数在 27.10～66.03 g·kg-1之间，平均为 39.31 g·kg-1；全氮质量分数在 0.89～1.92 g·kg-1之间，平均为 1.24 g·kg-1。东坡土壤 pH、有机碳含量均显著高于洼地和西坡，而西坡和洼地之间差异性不显著。土壤全氮在3个地貌部位之间差异性不显著（表1）。

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

图1 采样点分布图Fig. 1 Distribution of sampling points

2.2 土壤元素全量含量特征

图2 所示为研究区15种土壤元素全量分布的boxplot图，由图可知，总体上，除Cd、Pb、Ca、K、Na外，其余10种元素在重度石漠化坡地的东坡的含量分布均相对较为离散，Cd、Pb、Ca、K在洼地最为离散，而Na则在西坡最为离散。其余元素在洼地和西坡的含量分布则较为集中。其中，Cu、Fe、Mn、K、Al、Ni等元素的含量呈现由东坡—洼地—西坡逐渐增大的趋势；而 Cr、Co、Cd、Pb、Ca和Na则在石漠化较为严重的东坡最大。东坡与西坡和洼地均有显著性差异的元素有Pb、K、Cu、Na、P，而这5个元素在西坡和洼地之间无显著性差异；3个地貌部位均无显著性差异的元素为Fe、Mn、Zn、Cr、Co、Ni、Cd、Mg、Al；但 Ca 较为特殊，东坡和洼地无显著差异，西坡和洼地亦无显著差异，但东坡和西坡间有显著差异。

2.3 土壤微量元素有效态含量特征

图3所示为9种元素的有效态boxplot图。东坡9种元素有效态的平均含量均比洼地和西坡高。与土壤全量类似，9种元素的有效态含量同样表现为在东坡较为离散。东坡与西坡和洼地均有显著性差异的元素有Cd和Pb，而其余元素Co、Ni、Cr、Cu、Fe、Mn、Zn在 3个地貌部位均无显著性差异。

2.4 土壤元素含量与土壤理化性质的关系

土壤元素有效态含量之间及其与pH、有机碳、全氮、C/N的关系如表2所示，由表2可知，pH与Co（P=0.012）和Pb（P=0.027）的有效态含量呈正相关关系；SOC和TN与9种微量元素的有效态含量之间的关系一致，除与 Cr的有效态含量相关关系不显著之外（P=0.979），与其余8种元素的有效态含量之间均呈极显著正相关关系：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 讨论

3.1 土壤元素全量特征

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

图3 不同地貌部位土壤有效态含量boxplot图Fig.3 Boxplot graph of the available contents of soil elements distribution in different landforms

表2 土壤元素之间以及土壤元素与土壤理化性质之间的相关性Table 2 Correlation matrix for the soil elements and partial correlation matrix between soil elements and selected properties of the soil

表3 研究区土壤元素全量与中国土壤元素值比较Table 3 Comparison of total content soil element of this study and average value in China

从土壤发生的角度看，化学元素在土壤中的分布是原岩、环境和元素的化学性质等综合因素相互影响和作用的结果（鄢明才等，1997；黄成敏等，2002）。本研究中，除常量元素 Ca、Mg、K、Na外，其余 11种土壤元素的全量均大于中国土壤平均含量（魏复盛等，1991）（表3）。这主要是因为K、Na都是化学性质活泼的元素，表生带的风化作用中K、Na均为可溶盐，容易产生淋溶迁移（靳鹤龄等，2003）。另外，K较易被粘土和胶体吸附，白云母及钾长石较斜长石耐风化（鄢明才等，1997），使得它们在土壤中的含量明显高于Na，本研究也证实了这一观点。而Ca、Mg氧化物属于碱土金属，是化学性质中等或较强的元素，化学风化过程中Ca、Mg氧化物的析出一般在K、Na之后，Al、Fe之前（黄成敏等，2002；靳鹤龄等，2003）。Ca和Mg是易移动的元素，土壤Ca、Mg全量主要受地球化学作用的影响，与成土过程有关。与北方干旱和半干旱地区的石灰土不同，分布在湿润地区的土壤，由于受强淋溶作用的影响，土壤中的Ca、Mg的含量多在1%以下，其中Ca的含量甚至出现低于 0.1%（王敬国，1995）142-173。本研究区处于亚热带高原季风气候类型区，年均降水量800 mm以上，属湿润地区，由于降水较多，淋溶作用强烈，K、Na、Ca、Mg淋失严重。

3.2 土壤微量元素有效态含量特征及其生态意义

植物所需要的微量元素的供给水平即有效态微量元素含量不仅影响其正常生长和发育，而且进一步作用于其产品的品质与质量，从而关系到人类的健康状况（刘洪来等，2012）。根据“全国农业系统的土壤速效微量元素丰缺指标”（表 4），对研究区铁、锰、铜、锌4种植物必需的微量元素有效态含量进行评价，发现研究区Fe、Mn、Cu、Zn有效态含量均大于全国土壤临界值，并且 Fe处于丰富水平，Cu、Mn、Zn均处于中等水平，但这4种元素的有效态含量占总量的比值均较低，比如 Fe的有效态含量占全量的比例在0.04%以下，Cu、Mn和Zn 3种元素占全量的比值也在3.0%以下。这说明研究区土壤中这几种微量元素尽管不贫乏，但由于可给性较差，极易亏损。

在非必需元素中，有效态含量比全量更能反映污染物对作物的危害程度，且有效态是重金属在土壤中较活跃的形态，决定了其生物有效性及环境风险程度（李忠义等，2009）。尽管研究区Cr的全量较高，但是 Cr有效态含量占全量的比例较低（<0.01%），表明其可给性较低。而Cd和Pb的全量均符合土壤环境质量标准（GB15618—1995）三级标准值，但由于其有效态占全量的比例较高（图4），表明这两种元素的可给性较高，因此Cd和Pb是潜在的有毒元素。Ni不是植物必需元素，但少量的Ni对植物生长有刺激作用（廖金凤，2003），表现为低浓度促进生长，高浓度抑制生长的生理特性（马建军等，2006），因此，Ni被认为是一种具有潜在毒性的元素。研究区 Ni的全量符合土壤环境质量标准（GB15618—1995）三级标准值，并且有效态含量占全量的比值也不高（<0.40%）。

3.3 土壤微量元素有效态含量与土壤理化性质之间的相关性

绝大部分情况下，土壤pH值和有机质含量是影响微量元素有效性的最大因素，它们不但影响微量元素的离子组成，同时也影响胶体上交换离子的组成（韦世勇，2017）。本研究中，土壤有机碳和全氮含量与除Cr以外的其他8种元素均呈极显著正相关关系（P<0.01），这说明土壤有机质含量增加可以有效地增加这些元素的生物有效性。这主要是因为微量元素能与有机化合物（如氨基酸、蛋白质、腐殖酸及羟基多元酸等）络合，简单的络合态微量元素（分子量小的，呈离子态的）可直接为植物所吸收，为有效态（黄昌勇，2000）212。另外，有机质对土壤中微量元素阳离子的有效含量的影响主要通过提升土壤阳离子的交换能力（辛国省等，2012），很大程度上减少了淋失。土壤 pH值的高低会导致土壤中重金属形态的变化，从而影响土壤中重金属的有效性（吴礼树，2004）111。本研究中，土壤pH仅与Co、Pb两种元素的有效态含量呈显著正相关关系（P<0.05），与其他7种微量元素的相关关系不显著（P>0.05）。这可能是因为阳离子型微量元素的溶解度随pH值上升而逐渐下降，而元素的固定和吸附却随着土壤pH值的上升而增加（韦世勇，2017），有效性也随之降低（黄昌勇，2000）211。

3.4 土壤元素含量与石漠化的关系

无论是土壤元素全量还是有效态含量，石漠化程度较为严重的东坡的数据离散程度均大于洼地底部和西坡，这主要是由于石漠化地区由于土被不连续、土层浅薄、空间异质性较大（刘方等，2008）。另外，本研究发现石漠化较为严重的东坡，很多元素无论是全量还是有效态含量均较石漠化程度较轻的西坡和洼地底部的高。这显然与随着石漠化程度增加，土壤退化程度加深的结论不一致（Legrand，1973；刘方等，2005；龙健等，2012）。有研究认为（盛茂银等，2013；盛茂银等，2015），岩溶石漠化土壤性质（包括物理和化学性质）的演变均不是随着石漠化等级的增加而一直退化，而是一个先退化后改善的过程。究其原因，可能与石漠化环境裸露岩石的“聚集效应”有关（盛茂银等，2013；盛茂银等，2015）。这种聚集效应是指裸露的岩石将大气沉降的养分及其岩溶产物汇聚到周围的土壤中，随着石漠化程度的加深，裸岩聚集效应逐渐增强。在强度石漠化环境中，这种聚集效应非常明显，加之水土流失作用减弱，致使退化的土壤养分和物理性能得到改善。

表4 全国农业系统土壤有效态微量元素含量评价标准（王昌全等，2010）Table 4 Evaluation criteria of soil available trace element content in national agricultural system

图4 不同地貌部位土壤有效态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 结论与展望

4.1 结论

（1）本研究中，土壤有机质含量增加可以有效提高微量元素的生物有效性，这主要是因为微量元素能与有机化合物（如氨基酸、蛋白质、腐殖酸及羟基多元酸等）络合，简单的络合态微量元素（分子量小的，呈离子态的）可直接为植物所吸收。而土壤pH仅与 Co、Pb两种元素的有效态含量呈显著正相关关系，这可能与土壤元素的溶解度随 pH值上升而逐渐下降，而元素的固定和吸附却随土壤pH值的上升而增加有关。

（2）石漠化程度较为严重的东坡的元素全量或有效态含量数据离散程度均大于洼地底部和西坡，这与石漠化地区土被不连续、土层浅薄、空间异质性较大有关。东坡的元素全量和有效态含量也较高，这是因为石漠化程度的增加是由裸岩的聚集效应逐渐增强造成的。

4.2 展望

断陷盆地土壤生态系统健康不仅与土壤元素的全量、有效态含量及土壤基本理化性质有关，还受到土壤酶活性影响，土壤酶是土壤的有机组成部分，数量虽然不多，但对于整个土壤生态系统的影响非常大，参与了土壤生态系统的生物化学过程，反映了在土壤中进行的各种生物化学过程的强度和方向。因此，为更加客观地评价断陷盆地石漠化区土壤生态系统状况，后续的研究中需要关注土壤酶活性。

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