刘胤序　罗绪强　贾佳丽　刘海红　李军

摘要：铬（Cr）是一种分布较广的重金属元素，可以通过母岩风化进入土壤。铬在食物链中通过植物的吸收，进入人体或动物体内而对其造成直接或间接危害。以贵州省清镇市王家寨峰丛洼地小流域为样地，对流域内不同等级、不同土壤类型、不同坡位及不同干扰方式下，石漠化的土壤Cr含量进行分析。结果表明：土壤重金属Cr含量变化范围为4.46～174.32 μg/g，均值为95.20 μg/g，有57.7%的样地超出贵州省土壤背景值。除强度石漠化外，随着石漠化程度的加深，Cr含量呈降低趋势;强度石漠化与中度石漠化的土壤Cr含量有显著差异（P<0.05），其他石漠化等级间差异不显著。黄壤区Cr含量平均为107.22 μg/g，其不同坡位Cr含量特征表现为下坡>中坡>上坡;黑色石灰土区Cr含量平均为81.15 μg/g，其下坡位含量最低，上坡位和中坡位含量相当。在不同干扰方式下石漠化样地中，重金属Cr含量均值变化趋势为开垦>火烧>放牧>樵采，Cr含量在不同坡位和不同干扰方式的石漠化间均无显著差异。随着土壤pH值和有机质含量的增加，重金属Cr含量有减小的趋势。

关键词：喀斯特石漠化;土壤重金属;铬;含量特征

中图分类号： X142;X53  文献标志码： A  文章编号：1002-1302（2019）03-0265-04

喀斯特石漠化（karst rocky desertification，簡称KRD）是指在亚热带脆弱的喀斯特环境背景下，由于不合理的人为干扰，造成的土壤侵蚀、基岩外露，植被覆盖率降低，土地质量下降，地表呈现为类似荒漠化的土壤退化过程[1-2]。在陆地生态系统中，土壤是多种生态过程的载体，也是植物生存的物质基础之一，重金属对土壤的污染具有隐蔽、不可逆、难以降解的特性[3]，严重危害人类健康。铬（Cr）是一种分布较广的重金属元素，主要分布于土壤、大气、水及动植物体中[4]。铬可以通过母岩风化进入土壤，也会通过工业废水、废渣和农业施肥等致使土壤受到不同程度的污染，引起土壤板结、作物生长受阻[5]。铬在食物链中通过植物对土壤重金属的吸收，进入人体或动物体内而对其造成直接或间接危害。在国际抗癌研究中心和美国毒理学组织公布的致癌物中，铬及其化合物在人体内蓄积具有致癌性并且可能诱发基因突变，危害极大[6]。本研究以贵州省清镇市王家寨峰丛洼地小流域为样地，对流域内不同等级、不同土壤类型、不同坡位及不同干扰方式下，石漠化间土壤Cr含量分布特征进行研究，以期为喀斯特地区土壤重金属铬的污染状况及防治提供理论基础和科学依据。

1 研究区概况

清镇市位于黔中高原地区，总面积1 492.4 km2，其中山地占33.3%，丘陵占52.9%，山间平坝占13.8%。清镇市的喀斯特面积为1 220 km2，占清镇市总面积的81.75%，其中溶蚀区为748.2 km2，溶蚀-侵蚀区为471.8 km2，非喀斯特面积为272.4 km2。

研究区处于清镇市红枫湖镇王家寨浅碟状峰丛洼地小流域示范样区（图1），流域面积2.4 km2，喀斯特分布面积达95%，是典型的喀斯特丘原区。该示范区海拔1 300 m左右，相对高差110 m，年平均气温14 ℃，年均降水量为1 253 mm，主要集中在5—10月。研究区主要土壤类型为黑色石灰土和黄壤，坡度较大，地势陡峭的部位多发育为较年轻的黑色石灰土，而坡度较小，地形相对平坦的部位多发育为黄壤。

研究区内植被主要有鹅耳枥、园果化香、小叶鼠李、过路黄、小果蔷薇、火棘、竹叶椒、月月青、粉枝莓、莎草、卫茅、蒿、荩草、蕨、狗尾草等，大都为灌草，属于适应性强的乡土种，少有乔木。整个流域自然植被覆盖度低，按土壤退化程度出现一定的相关性分布。总的来说，这一区域人口密度越来越大，土地可利用性小，人地矛盾突出，人们为了生存对有限的土壤、植被资源造成了极大的破坏。流域内农业活动较为粗放，广种薄收，低投入低产出，使得原本脆弱的生态系统因人为活动的强烈干扰而发生逆向演替。

2 样品采集与分析

在小流域内的不同坡度上，选择无石漠化、轻度石漠化、中度石漠化和强度石漠化等4种不同退化程度的样地，样地分布在不同土壤类型和不同干扰方式的背景区（图1）。采样方法参照文献[7-8]，对采样地划分小生境类型，用权重法确定每个小生境须要采集的样品量以之代表样地土壤，样品采集深度为0～15 cm，对于土层浅薄不足15 cm的样点则将土壤厚度作为采样深度。

用火焰原子吸收光谱法测定Cr含量，用Origin作图，用Microsoft Excel 2007和SPSS 20进行数据统计分析。

3 结果与分析

3.1 不同等级石漠化间土壤Cr含量特征

土壤重金属Cr含量在不同石漠化等级间的变化范围为4.462～174.320 μg/g，均值为95.195 μg/g，与贵州省土壤背景值（95.9 μg/g）[9]相比，有57.7%的样地超出贵州省土壤背景值，其中Cr含量最大值出现在中等石漠化样地，超出了背景值的81.8%。样地采样点均未超过中国国家土壤二级标准[10]。重金属Cr含量平均值以强度石漠化最高，变化顺序为强度石漠化>无石漠化>轻度石漠化>中度石漠化，除强度石漠化外，随着石漠化程度的加深，重金属Cr含量呈降低趋势。由表1和图2可知，强度石漠化土壤中Cr含量的变化范围为98.441～148.220 μg/g，均值为127.254 μg/g，变异系数为15.69%，为低等变异水平。Cr含量最大值（174.320 μg/g）和最小值（4.462 μg/g）均出现在中度石漠化土壤中，变异系数为78.84%，为高等变异水平。轻度石漠化Cr含量变化范围为33.298～125.910 μg/g，均值为 81.296 μg/g，变异系数为45.69%，为中等变异水平。无石漠化Cr含量变化范围为58.320～132.720 μg/g，均值为 93.458 μg/g，变异系数为 39.99%，为中等变异水平。Cr含量在中度石漠化土壤中分布差异较大，这与喀斯特石漠化地区特殊的地质发育使岩石与浅薄土层镶嵌导致其具有高度的空间异质性有关[11]。单因素分析表明，强度石漠化与中度石漠化的土壤Cr含量差异显著（P<0.05），其他石漠化等级间土壤Cr含量无明显差异。

3.2 不同土壤类型及不同坡位Cr含量分布特征

由图3可知，黄壤区Cr含量平均值为107.22 μg/g，最小值仅为4.46 μg/g，最大值为151.8 μg/g，变异系数为 46.99%。黑色石灰土区Cr含量平均值为81.15 μg/g，最小值为30.46 μg/g，最大值为131.24 μg/g，变异系数为 44.46%。黄壤区Cr含量明显高于黑色石灰土区。

黄壤区不同坡位Cr含量特征表现为下坡>中坡>上坡。其中，上坡位样地的Cr含量在4.46～121.35 μg/g之间，均值为 79.6 μg/g， 变异系数为 64.69%。 中坡位样地的Cr含量在4.56～148.22 μg/g之间，均值为105.79 μg/g，变异系数为55.97%。下坡位样地的Cr含量在98.44～174.32 μg/g之间，均值为143.18 μg/g，变异系数为22.34%。黄壤区不同坡位间Cr含量在下坡位和中坡位分布较集中，上坡位最分散。黑色石灰土区样地不同坡位Cr含量均值表現为中坡与上坡相当，下坡最低。其中，上坡位样地的Cr含量在 57.00～125.91 μg/g之间，均值为85.66 μg/g，变异系数为39.51%。中坡位样地的Cr含量在33.30～131.16 μg/g之间，均值为85.05 μg/g，变异系数为42.95%。下坡位样地的Cr含量在30.46～131.24 μg/g之间，均值为71.74 μg/g，变异系数为64.82%。黑色石灰土区不同坡位间Cr含量在中坡位分布较集中，下坡位和上坡位较分散。

3.3 不同干扰方式下土壤Cr含量变化特征

由图4可以看出，在不同干扰方式的石漠化中，重金属Cr含量均值变化趋势为开垦>火烧>放牧>樵采。其中，受开垦干扰样地Cr含量在101.92～174.32 μg/g之间，均值为133.34 μg/g，变异系数为22.06%。受火烧干扰样地Cr含量在125.91～131.24 μg/g之间，均值为129.44 μg/g，变异系数为2.36%。受放牧干扰样地Cr含量在33.30～148.14 μg/g 之间，均值为92.62 μg/g，变异系数为46.28%。受樵采干扰样地Cr含量在30.46～101.39 μg/g之间，均值为74.03 μg/g，变异系数为36.49%（图4）。Cr含量最大值出现在受开垦干扰的石漠化样地中，最小值出现在受樵采干扰的石漠化样地中。

3.4 土壤pH值、有机质含量与重金属Cr含量的关系

土壤酸碱度可以综合反映土壤化学性质，对土壤生物活性、营养元素的迁移转化及重金属元素的有效性有着重要影响[12]。本研究的26个采样点中，pH值<5.0的强酸性土壤样品有1个，占总样点的3.9%;pH值为5.0～6.5的酸性土壤样点有3个，占11.54%;pH值为6.5～7.5的中性样点和pH值为7.5～8.5的碱性土壤样点各有11个，各占总样品数 42.31%，无强碱性样品土壤。pH值与重金属Cr含量呈极显著负相关（表2），当pH值在5.5～6.0之间时，Cr含量达到最大值。

有机质含量与重金属Cr含量有极显著负相关关系（表2），随着有机质含量的增加，本研究区域的重金属Cr含量有减小的趋势。土壤有机质本身并不含重金属，但却可以影响重金属的迁移和转化。一般来说，土壤有机质会与重金属发生络合和螯合作用，降低重金属离子的活性，所以往往在有机质含量较高的表层土壤中会积累更多重金属[13];但是频繁的农田耕作、作物输出会影响土壤团聚体结构，降低土壤抵御侵蚀和淋溶的能力，因此重金属含量会随有机质的流失而降低。

4 结论与讨论

研究区内在不同等级石漠化间重金属Cr含量均值变化由大到小为强度石漠化>无石漠化>轻度石漠化>中度石漠化，除强度石漠化外，随着石漠化程度的加重，重金属含量呈降低趋势。强度石漠化Cr金属含量较高，强度石漠化样地土壤主要以稀疏灌草丛为主，不同的母质和成土过程会影响土壤Cr的含量，同时本研究区内的强度石漠化样地主要是受开垦影响而退化，所以不合理的农耕作业和农药化肥的使用，也会使重金属加速积累。黄壤铬含量明显高于黑色石灰土，黄壤区不同坡位Cr含量特征表现为下坡>中坡>上坡;黑色石灰土区不同坡位Cr含量均值表现为中坡与上坡相当，下坡最低。不同土壤类型重金属含量差别较大，这可能与采样区地形有关。黑色石灰土样区多为坡地且坡度较大，降雨等淋溶作用会使金属铬随土壤养分一起流失，同时黄壤区地形较平坦，多为耕地且大都为团块状质地，重金属Cr迁移能力较弱，易被土壤吸附累积。黄壤区坡位较缓且植被覆盖差异不大，高坡位易水土流失[14-15]，土壤重金属Cr会随土壤养分径流到下坡位而积累，所以下坡位Cr含量较高。黑色石灰土区上、中坡位Cr含量较高，可能是因为该区坡度陡峭地貌复杂，上坡位植被覆盖较好，水土流失作用弱，中坡为凹坡[16]，径流作用弱，使重金属Cr更容易淤积。在不同干扰方式的石漠化中，重金属Cr含量均值变化趋势为开垦>火烧>放牧>樵采，Cr含量最大值出现在受开垦干扰的石漠化样地中，最小值出现在受樵采干扰的石漠化样地中。与放牧和樵采的干扰相比，开垦和火烧干扰下的土壤质地黏重、易板结，使Cr更容易滞留在土壤中;同时，较高的Cr含量也可能与农民对开垦地施用磷肥和草木灰有关[17-18]。不同pH值范围内的重金属含量不同，随土壤pH值的升高，Cr含量有减小的趋势。随着有机质含量的增加，Cr含量也在减少，在探究有机质含量对重金属有效性的影响时还须要考虑重金属形态的转变。土壤有机质对重金属累积的效应较为复杂，与土壤母质、土壤类型、土地利用方式以及重金属性质等因素有关[19-21]，其具体原因还须进一步探究。

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