胡業(yè)翠，李 英，王其兵

〔1.中國地質(zhì)大學(xué)（北京）土地科學(xué)技術(shù)學(xué)院，北京100083；2.中國科學(xué)院 植物研究所，北京100093〕

土壤是一種寶貴的自然資源，土壤質(zhì)量的優(yōu)劣不僅直接影響到當(dāng)?shù)鼐用竦纳钏?，而且是全球糧食安全問題的核心。人口增長、經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展和資源約束決定了全球長期存在巨大的糧食安全壓力，因此土壤質(zhì)量的研究已經(jīng)成為國際研究的熱點問題。國內(nèi)外眾多學(xué)者致力于土壤質(zhì)量方面的研究，研究內(nèi)容可以總結(jié)為兩個方面，一是通過統(tǒng)計分析土壤某些物理、化學(xué)及生物指標(biāo)的變化反映土壤質(zhì)量變化［1－8］，如Kong等［2］研究發(fā)現(xiàn)，在中國北方集中農(nóng)業(yè)區(qū)，土地利用方式按原始草地、旱地、水田、菜地順序變化，土壤有機(jī)碳、全氮、有效磷均增加；許聯(lián)芳等［8］研究發(fā)現(xiàn)，在桂西北喀斯特生態(tài)移民區(qū)，土壤有機(jī)碳、全氮、有效氮含量與土壤的利用強(qiáng)度有關(guān)，隨土地利用強(qiáng)度的增加而降低。Francis Dube［5］等研究發(fā)現(xiàn)，智利巴塔哥尼亞火山土土壤有機(jī)碳的含量變化順序為：退化的天然草原＞未管理的次生林假山毛櫸林＞間伐和修剪的黃松人工林。二是通過比較土壤質(zhì)量的綜合分值分析土壤質(zhì)量變化［9－14］。如李靈［9］對南方丘陵區(qū)不同土地利用方式的土壤質(zhì)量研究發(fā)現(xiàn)，土壤質(zhì)量以受人為干擾較少的次生闊葉林的土壤質(zhì)量最優(yōu)，桉樹人工林和經(jīng)濟(jì)林次之，耕地土壤質(zhì)量較差，而采礦跡地的土壤退化最為嚴(yán)重。已有的研究結(jié)果均表明，土壤質(zhì)量與土地利用方式有直接的關(guān)系。

廣西壯族自治區(qū)巖溶地貌分布廣泛，受特殊自然條件的影響，巖溶地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)十分脆弱，加上石山區(qū)人口過多，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了自然生態(tài)系統(tǒng)的承載能力，導(dǎo)致廣西巖溶地區(qū)生態(tài)環(huán)境惡化，出現(xiàn)了石漠化等一系列重大生態(tài)問題。石漠化使得石山區(qū)土地生產(chǎn)力下降，同時石山區(qū)人口不斷增加，這就使許多石山區(qū)陷入人均耕地不足，糧食不能自給，經(jīng)濟(jì)收入少，群眾生活十分貧困，越貧越墾、越墾越貧的惡性循環(huán)。因此，為解決石漠化、貧困化問題，廣西壯族自治區(qū)各級政府積極探索異地種養(yǎng)、異地就業(yè)、異地安置等解決方案。異地安置、生態(tài)移民政策的實施改變了原有的土地利用方式，系統(tǒng)分析土地利用變化對土壤質(zhì)量影響是保證移民工程實施后遷入?yún)^(qū)生態(tài)和糧食安全的有效方法。關(guān)于喀斯特生態(tài)脆弱區(qū)土壤質(zhì)量研究主要是通過土壤性狀指標(biāo)和土壤綜合分值測試和計算進(jìn)行的［8，15］，利用模型分析生態(tài)移民工程對土壤質(zhì)量的動態(tài)影響研究甚少。本研究以廣西自治區(qū)環(huán)江縣移民區(qū)為對象，選取3個代表不同開墾年限的典型樣點，基于空間代替時間的理論，在利用相關(guān)系數(shù)法確定權(quán)重，隸屬度函數(shù)指標(biāo)歸一化的基礎(chǔ)上，對開墾年限分別為30a和15a的玉米地以及未開墾荒草地的土壤肥力質(zhì)量狀況進(jìn)行分析，并應(yīng)用Markov鏈模型動態(tài)分析土地利用變化對土壤肥力質(zhì)量影響。研究結(jié)果對探明已實施的移民工程對該區(qū)土壤的影響及未來移民工程的規(guī)劃實施具有重大意義。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于廣西壯族自治區(qū)環(huán)江縣（東經(jīng)107°51′—108°43′，北緯24°44′—25°33′），屬于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)。年均氣溫南部丘陵一帶為19.9℃，北部山區(qū)為15.7℃，無霜期290d。年平均降雨量北部為1 750mm，南部為1 389mm，降雨集中于4—9月份，占全年降雨量的70%，空氣平均相對濕度79%。主要土壤類型有紅壤、黃壤、石灰土等；主要種植作物包括玉米、水稻、甘蔗、桉樹和桑樹。樣地選在大安鄉(xiāng)金洞村，該村位于喀斯特地區(qū)，屬于移民工程遷入?yún)^(qū)。該地區(qū)經(jīng)常出現(xiàn)荒草地開墾為耕地的現(xiàn)象，而且自1996年移民工程實施以來，為滿足農(nóng)戶耕地需求，荒草地被開墾為耕地的數(shù)量大幅度增加。根據(jù)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，開墾的耕地質(zhì)量相對較差，而且坡度大多在15°～25°，玉米是其主要種植作物之一。

2 研究方法

2.1 土壤樣品的采集

分別選擇開墾30a和15a的玉米地及未開墾的荒草地土壤進(jìn)行對比研究（表1）。試驗區(qū)采用蛇形布點、多點取樣的方法，每個處理選取5塊典型樣地，樣地面積約0.067～0.100hm2，各樣地之間直線距離250～350m。取樣時每塊樣地取5個樣點，每樣點分6層取0—100cm（分為0—10cm，10—20cm，20—40cm，40—60cm，60—80cm，80—100cm）土層土樣，將每個樣點各層樣品充分混合后，用四分法取500g土樣帶回實驗室，風(fēng)干，去除動、植物殘體等非土壤物質(zhì)，粉碎，過80目篩，保存?zhèn)溆谩?/p>

2.2 評價因子的選取

土壤肥力質(zhì)量是土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)性質(zhì)以及形成這些性質(zhì)的復(fù)雜過程的綜合體現(xiàn)。影響土壤肥力質(zhì)量的因子眾多，目前還沒有形成統(tǒng)一的土壤肥力質(zhì)量指標(biāo)評價體系。本研究主要選取了對作物產(chǎn)量、質(zhì)地影響較大的土壤養(yǎng)分指標(biāo)，如氨態(tài)氮、硝態(tài)氮、全氮、全磷、容重、有機(jī)碳。另外，土壤微生物指標(biāo)更能反映土壤肥力質(zhì)量和土壤肥力質(zhì)量在自然和人為因素作用下的微小變化，故選擇了微生物碳、微生物氮指標(biāo)。土壤有機(jī)碳測定采用重鉻酸鉀氧化外加熱法，土壤全氮測定采用凱氏定氮法，土壤全磷測定用硫酸—高氯酸消煮—流動分析儀法，土壤氨態(tài)氮和硝態(tài)氮測定采用氯化鉀提取—流動分析儀法，土壤微生物碳測定用氯仿熏蒸浸提—TOC測定法，土壤微生物氮測定采用氯仿熏蒸浸提—流動分析儀法。

表1 試驗樣地概況

2.3 評價因子隸屬度的確定

各評價因子之間沒有明確的外延，也沒有統(tǒng)一的量綱，測算結(jié)果無法直接進(jìn)行比較。根據(jù)各評價因子對土壤肥力質(zhì)量的影響特點，選擇各因子隸屬度函數(shù)，并確定其極限值（表2）。表2中各評價因子的極限值是結(jié)合研究區(qū)實測數(shù)據(jù)制定的。

（1）戒上型函數(shù)。某些土壤性質(zhì)在一定范圍內(nèi)，指標(biāo)值與土壤肥力質(zhì)量呈正相關(guān)，超出這一范圍對土壤肥力質(zhì)量的影響較小。這類指標(biāo)隸屬度函數(shù)為：

（2）拋物線型函數(shù)。某些土壤性質(zhì)對土壤功能的影響均有一最適的范圍，超過這一范圍，偏離程度越大對土壤功能越不利。這類指標(biāo)隸屬度函數(shù)為：

式中：f（x）——指標(biāo)隸屬度；x1——指 標(biāo) 下 界；x2——指標(biāo)上界；x3——指標(biāo)最適值下界；x4——指標(biāo)最適值上界。

2.4 評價因子權(quán)重的確定

目前研究者多用的指標(biāo)權(quán)重的確定方法為特爾菲法、層次分析法和主成分分析法，為客觀反映各評價因子對土壤功能影響能力，采用相關(guān)系數(shù)法［14］計算各評價因子之間的相關(guān)系數(shù)，然后將某評價因子與其它評價因子相關(guān)系數(shù)的平均值占所有評價因子相關(guān)系數(shù)的比例作為評價因子的權(quán)重（表3）。

表2 評價因子極限值

表3 各指標(biāo)相關(guān)系數(shù)平均值及權(quán)重

2.5 土壤肥力質(zhì)量指標(biāo)分值的確定

土壤肥力質(zhì)量指標(biāo)分值為各評價指標(biāo)的隸屬度與權(quán)重的乘積［13］。計算公式為：

式中：IQI——為土壤肥力質(zhì)量指標(biāo)分值；Wi——為指標(biāo)權(quán)重；f（xi）——為指標(biāo)隸屬度。

根據(jù)土壤肥力質(zhì)量指標(biāo)分值將土壤肥力質(zhì)量從優(yōu)到劣分為Ⅰ—Ⅳ共4個等級，得到土壤肥力質(zhì)量狀態(tài)空間S＝（Ⅰ—Ⅳ）（表4）。

表4 土壤肥力質(zhì)量分級

2.6 Markov土壤肥力質(zhì)量變化分析

2.6.1 Markov原理 Markov過程是隨機(jī)過程，假設(shè)如果在已知時刻t0系統(tǒng)處于狀態(tài)x的條件下，在時刻t0＋t系統(tǒng)所處狀態(tài)和時刻t以前所處的狀態(tài)無關(guān)。在Markov鏈中，系統(tǒng)狀態(tài)的轉(zhuǎn)移可用概率矩陣P表示：

式中：Pij——i類型轉(zhuǎn)變?yōu)閖類型的概率。

2.6.2 進(jìn)步矩陣的確定 荒草地土壤肥力質(zhì)量數(shù)據(jù)設(shè)為初始數(shù)據(jù)，根據(jù)荒草地與15a玉米地土壤肥力質(zhì)量變化，得到荒草地種植15a玉米后土壤肥力質(zhì)量轉(zhuǎn)移矩陣，根據(jù)荒草地與15a，30a玉米地任意相鄰兩次觀察的土壤肥力質(zhì)量變化，得到荒草地種植30a玉米后的土壤肥力質(zhì)量轉(zhuǎn)移矩陣。

式中：Pk——第k土層的概率轉(zhuǎn)移矩陣；nijk——第k土層相鄰兩次觀察間區(qū)域土壤肥力質(zhì)量由i級變?yōu)閖級的總數(shù)；Mik——整個研究期第k個土層內(nèi)土壤肥力質(zhì)量為i的樣點數(shù)；mik——研究期內(nèi)最后一次觀察，第k土層土壤肥力質(zhì)量為i級的樣點數(shù)。

將肥力質(zhì)量等級變化（i－j）3作為土壤肥力質(zhì)量變化提高或退化的權(quán)重，利用土壤肥力質(zhì)量進(jìn)步矩陣：

分別得到15a玉米地土壤肥力質(zhì)量進(jìn)步矩陣和30a玉米地土壤肥力質(zhì)量進(jìn)步矩陣。由進(jìn)步矩陣計算第k土層土壤肥力質(zhì)量進(jìn)步度pd（Sk）：

pd（Sk）＞0，表示土壤肥力質(zhì)量提高；pd（Sk）＜0，表示土壤肥力質(zhì)量退化；pd（Sk）＝0，表示土壤肥力質(zhì)量不變。

荒草地開墾種植玉米15a玉米地進(jìn)步矩陣為：

荒草地開墾種植玉米30a玉米地進(jìn)步矩陣為：

3 結(jié)果與分析

3.1 研究區(qū)土壤質(zhì)量概況

荒草地開墾后土壤肥力質(zhì)量狀況詳見表5。由表5可以看出，荒草地開墾種植玉米后各土層土壤肥力質(zhì)量下降，然而隨著種植時間的增加，30a玉米地比15a玉米地各土層土壤肥力質(zhì)量均有所恢復(fù)。土地利用情況相同的情況下，土壤肥力質(zhì)量隨土層深度增加降低?；牟莸?—20cm土層土壤肥力質(zhì)量主要集中在Ⅰ級，20cm以下土層土壤肥力質(zhì)量主要集中在Ⅱ和Ⅲ級。15a玉米地0—20cm土層土壤肥力質(zhì)量主要集中在Ⅱ和Ⅲ級，20cm以下土層土壤肥力質(zhì)量主要集中在Ⅲ和Ⅳ級，相對荒草地土壤肥力質(zhì)量下降。30a玉米地0—20cm土層土壤肥力質(zhì)量主要集中在Ⅱ級，較15a玉米地土壤肥力質(zhì)量有所提高，20cm以下土層土壤肥力質(zhì)量主要集中在Ⅲ和Ⅳ級，與15a玉米地相比土壤肥力質(zhì)量變化不大。

3.2 土壤肥力質(zhì)量變化分析

由荒草地開墾種植玉米15a土壤肥力質(zhì)量變化進(jìn)步矩陣可得：pd（S1）＝－6.25，pd（S2）＝－6.25，pd（S3）＝－6.25，pd（S4）＝－3.8，pd（S5）＝－2，pd（S6）＝－1。結(jié)果表明，荒草地開墾種植玉米15a后，0—100cm土層范圍內(nèi)各土層土壤肥力質(zhì)量均退化，隨著土層深度增加，土壤退化程度減小。矩陣中所有值均為負(fù)數(shù)或零，即所有樣點土壤肥力質(zhì)量均退化，表明荒草地開墾種植玉米對土壤肥力質(zhì)量的破壞是必然的。

由荒草地開墾種植玉米30a地土壤肥力質(zhì)量變化進(jìn)步矩陣可得：pd（S1）＝－5.92，pd（S2）＝－5.59，pd（S3）＝－1.5，pd（S4）＝－2.47，pd（S5）＝－1，pd（S6）＝－1.6，表明荒草地開墾種植玉米30a后，0—100cm土層范圍內(nèi)各層土壤肥力質(zhì)量均下降。20cm以上土層土壤肥力質(zhì)量下降較為嚴(yán)重，20cm以下土層土壤肥力質(zhì)量下降相對較小。與開墾15a玉米地進(jìn)步度數(shù)據(jù)相比，30a玉米地各土層進(jìn)步度均增大，即各層土壤肥力質(zhì)量下降幅度均減小。而且30a玉米地進(jìn)步矩陣中出現(xiàn)部分正數(shù)，在15a玉米地進(jìn)步矩陣中正數(shù)是不曾出現(xiàn)的，說明部分開墾30a玉米地較15a玉米地土壤肥力質(zhì)量得到了提高。

表5 土壤肥力質(zhì)量變化情況

4 結(jié)論

（1）荒草地開墾種植玉米會導(dǎo)致土壤肥力質(zhì)量退化，土壤肥力質(zhì)量退化程度與土層深度和開墾種植時間有關(guān)，表現(xiàn)為隨土層深度加深退化程度有所下降，即20cm以上土層土壤肥力質(zhì)量下降較為嚴(yán)重，20cm以下土層土壤肥力質(zhì)量下降相對較小，另外，隨著開墾時間的延長，人為培肥作用使土壤肥力質(zhì)量有所恢復(fù)。

（2）0—20cm以上土層是根系、殘落物的分解和人類活動層?；牟莸厮募局脖桓采w，根系及殘落物一方面可以增加地表滲透和儲水，防止水土流失［16］，另一方面經(jīng)微生物分解后可以增加土壤腐殖質(zhì)，促進(jìn)土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)形成，提高土壤保水保肥性［17］。開墾種植作物后，作物的生長有一定的季節(jié)性，土壤必有一段時間暴露在外接受雨水的淋洗造成土壤養(yǎng)分流失，物理性質(zhì)下降，化肥的使用及秸稈還田等農(nóng)業(yè)管理措施的實施可以補(bǔ)充一部分的土壤養(yǎng)分但數(shù)量有限。20cm以下土層，作物根系的生長和人類活動的干擾較小，開墾對該層土壤肥力質(zhì)量變化影響較小。

（3）荒草地的開墾很容易造成土壤肥力質(zhì)量的破壞，尤其是對0—20cm土層土壤肥力質(zhì)量，但是土壤肥力質(zhì)量的恢復(fù)卻是漫長而艱巨的任務(wù)。因此，喀斯特地區(qū)開展生態(tài)移民工程時要考慮移入?yún)^(qū)農(nóng)業(yè)用地的供給能力，謹(jǐn)慎開展農(nóng)用地整理工程，避免由移民工程驅(qū)動的荒草地大量開墾造成移入?yún)^(qū)土壤肥力質(zhì)量退化，導(dǎo)致移入?yún)^(qū)出現(xiàn)貧困化、石漠化等問題隱患。

［1］ Zhang Xinyu，Chen Liding，F(xiàn)u Bojie，et al.Soil organic carbon changes as influenced by agricultural land use and management：A case study in YanhuaiBasin，Beijing，China［J］.Acta Ecologica Sinica，2006，26（10）：3198-3204.

［2］ Kong Xiangbin，Zhang Fengrong，Wei Qi，et al.Influence of land use change on soil nutrients in an intensive agricultural region of North China［J］.Soil ＆ Tillage Research，2006，88（1）：85-94.

［3］ 蒲玉琳，謝德體，屈明，等.渝西丘陵區(qū)土地利用方式、景觀位置對土壤養(yǎng)分的影響［J］.水土保持學(xué)報，2010，24（5）：35-78.

［4］ Riezebos H T，Loerts A C.Influence of land use change and tillage practice on soil organic matter in southern Brazil and eastern Paraguay［J］.Soil ＆ Tillage Research，1998，49（3）：271-275.

［5］ Francis Dube，Erick Zagal，Neal Stolpe.The influence of land-use change on the organic carbon distribution and microbial respiration in a volcanic soil of the Chilean Patagonia［J］.Forest Ecology and Management，2009，257（8）：1695-1704.

［6］ Wang Shiping，Andreas Wilkes，Zhang Zhicai，et al.Management and land use change effects on soil carbon in northern China’s grasslands：A synthesis［J］.Agriculture，Ecosystems and Environment，2011，142（3）：329-340.

［7］ 黃彩變，曾凡江，雷加強(qiáng)，等.開墾對綠洲農(nóng)田碳氮累積及其與作物產(chǎn)量關(guān)系的影響［J］.生態(tài)學(xué)報，2011，31（18）：5113-5120.

［8］ 許聯(lián)芳，王克林，朱捍華，等.桂西北喀斯特移民區(qū)土地利用方式對土壤養(yǎng)分的影響［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2008，19（5）：1013-1018.

［9］ 李靈.南方紅壤丘陵區(qū)不同土地利用的土壤生態(tài)效應(yīng)研究［D］.北京：北京林業(yè)大學(xué)，2010.

［10］ 胡江玲.干旱區(qū)內(nèi)陸河流域土地利用變化及其對土壤肥力質(zhì)量的影響研究［D］.上海：華東師范大學(xué)，2007.

［11］ 姜濤.土地整理對紫色丘陵區(qū)土壤質(zhì)量的影響［D］.重慶：西南大學(xué)，2008.

［12］ 張貞.丘陵區(qū)多尺度土地質(zhì)量評價研究［D］.重慶：西南大學(xué)，2008.

［13］ 劉夢云，安韶山，常慶瑞，等.寧南山區(qū)不同土地利用方式土壤質(zhì)量評價方法研究［J］.水土保持研究，2005，12（3）：41-43.

［14］ 張雯雯，李新舉，陳麗麗，等.泰安市平原土地整理項目區(qū)土壤質(zhì)量評價［J］.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2008，24（7）：106-109.

［15］ 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)境影響評價［J］.生態(tài)學(xué)報，2005，25（3）：639-644.

［16］ David A L，Chang Chengwen.Long-term impacts of residue harvesting on soil quality［J］.Soil ＆ Tillage Research，2013，134：33-40.

［17］ Hammerbeck A L，Stetson S J，Osborne S L，et al.Corn residue removal impact on soil aggregates in a notill corn／soybean rotation［J］.Soil Science Society of America Journal，2012，76（4）：1390-1398.