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    喀斯特石漠化過程中土壤重金屬鉻的含量特征

    2019-08-10 04:20:00劉胤序羅緒強(qiáng)賈佳麗劉海紅李軍
    江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué) 2019年3期
    關(guān)鍵詞:土壤重金屬

    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。

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