胡云锋^1,2, 张云芝^1,2 1. 中国科学院地理科学与资源研究所 资源与环境信息系统国家重点实验室,北京 100101
2. 中国科学院大学,北京 100049

Using ¹³⁷Cs and ²¹⁰Pb_ex to investigate the soil erosion and accumulation moduli on the southern margin of the Hunshandake Sandy Land in Inner Mongolia

HU Yunfeng^1,2, ZHANG Yunzhi^1,2 1. State Key Laboratory of Resources and Environmental Information System, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, CAS, Beijing 100101, China
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

收稿日期:2018-07-3修回日期:2019-07-1网络出版日期:2019-09-25

基金资助:

中国科学院战略性先导科技专项.XDA19040301 中国科学院战略性先导科技专项.XDA20010202 国家重点研发项目.2016YFC0503701 国家重点研发项目.2016YFB0501502 高分辨率对地观测系统重大专项.00-Y30B14-9001-14/16

Received:2018-07-3Revised:2019-07-1Online:2019-09-25

Fund supported:

Strategic Priority Research Program of CAS.XDA19040301 Strategic Priority Research Program of CAS.XDA20010202 National Key Research and Development Programm of China.2016YFC0503701 National Key Research and Development Programm of China.2016YFB0501502 Key Project of High-resolution Earth Observation.00-Y30B14-9001-14/16

作者简介 About authors
胡云锋(1974-),男,江西赣州人,博士,副研究员,主要从事生态环境评价、遥感监测与区域可持续发展评价研究E-mail:huyf@lreis.ac.cn。




摘要
土壤风蚀是导致土地退化、荒漠化以及大气扬尘、风沙天气的重要原因。内蒙古浑善达克沙地南缘是国家主体功能区规划确定的“两屏三带”的重要部分,科学估算本地区土壤风蚀强度及其变化,是地区生态安全和生态建设成效评估的重要内容。选择浑善达克沙地南缘的正蓝旗为研究区,运用 ¹³⁷Cs、 ²¹⁰Pb_ex复合示踪技术,对研究区土壤侵蚀速率及其变化进行了分析。结果表明：① 研究区内 ¹³⁷Cs本底值为2123.5±163.94 Bq·m ^-2, ²¹⁰Pb_ex本底值为8112±1787.62 Bq·m ^-2。② 基于 ¹³⁷Cs同位素示踪分析,研究区侵蚀模数为-483.99~740.31 t·km ^-2·a ^-1;基于 ²¹⁰Pb_ex同位素示踪分析,研究区侵蚀模数为-441.53~797.98 t·km ^-2·a ^-1。③ 与20世纪20-70年代相比,20世纪70年代以来土壤侵蚀与堆积速率明显降低,研究区风沙活动明显减弱,区域生态环境质量得到改善。综合 ¹³⁷Cs和 ²¹⁰Pb_ex的多同位素复合示踪技术在干旱、半干旱地区土壤侵蚀研究中具有较大的潜力。
关键词： 风蚀;示踪技术;本底值;定量估算;沙地

Abstract
Wind-driven soil erosion results in land degradation, desertification, atmospheric dust, and sandstorms. The Hunshandake Sandy Land, an important part of the Two Barriers and Three Belts project, plays important roles in preventing desert and sandy land expansion and in maintaining local sustainability. Hence, assessing soil erosion and soil accumulation moduli and analyzing the dynamic changes are valuable. In this paper, Zhenglan Banner, located on the southern margin of the Hunshandake Sandy Land, was selected as the study area. The soil erosion and accumulation moduli were estimated using the ¹³⁷Cs and ²¹⁰Pb_ex composite tracing technique, and the dynamics of soil erosion and soil accumulation were analyzed during two periods. The results are as follows: (1) the regional ¹³⁷Cs reference inventory was 2123.5±163.94 Bq·m ^-2, and the regional ²¹⁰Pbex reference inventory was 8112±1787.62 Bq·m ^-2. (2) Based on the ¹³⁷Cs isotope tracing analysis, the erosion moduli ranged from -483.99 to 740.31 t·km ^-2·a ^-1. Based on the ²¹⁰Pb_ex isotope tracing analysis, the erosion moduli was from -441.53 to 797.98 t·km ^-2·a ^-1. (3) Compared with the 1920-1970s, since the 1970s lower soil erosion moduli and accumulation moduli were observed. Therefore, the activities of local sand dunes weakened, and the quality of the local ecological environment improved. The multi-isotope composite tracing technique combining the tracers ¹³⁷Cs and ²¹⁰Pb_ex has potential for similar soil erosion studies in arid or semiarid regions around the world.
Keywords：wind erosion;isotope tracing;reference inventory;quantitative estimation;sandy land


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本文引用格式
胡云锋, 张云芝. 内蒙古浑善达克沙地南缘 ¹³⁷Cs、 ²¹⁰Pb_ex复合示踪研究 . 地理学报[J], 2019, 74(9): 1890-1903 doi:10.11821/dlxb201909014
HU Yunfeng. Using ¹³⁷Cs and ²¹⁰Pb_ex to investigate the soil erosion and accumulation moduli on the southern margin of the Hunshandake Sandy Land in Inner Mongolia . Acta Geographica Sinice[J], 2019, 74(9): 1890-1903 doi:10.11821/dlxb201909014

1 引言

土壤风蚀是导致土地退化、荒漠化以及大气扬尘、风沙天气的重要原因^[1]。浑善达克沙地地处蒙古高原、中国北方农牧交错带东缘,是国家主体功能区规划确定的“两屏三带”的重要部分。遏制浑善达克沙地扩大和蔓延态势、增强沙草地保持土壤团粒和土壤养分的能力,不仅关系到本地区农牧业可持续发展和生态安全,对于保障首都北京及整个华北地区生态环境质量也具有重要意义^[2]。准确评估浑善达克地区土壤风蚀状况,定量测算土壤风蚀速率及其变化,这是区域生态安全和生态建设成效评估的重要内容。

在土壤同位素示踪应用研究中,¹³⁷Cs应用于土壤侵蚀的定量评估方法、模型较为成熟,应用案例最多^[3,4]。然而,由于¹³⁷Cs来源于大气核试验,其来源单一、缺乏后续供给,再加上¹³⁷Cs半衰期较短（30.17 a）,导致土壤样品中¹³⁷Cs越来越难以检出,因此研究人员也将²¹⁰Pb_ex应用于土壤侵蚀示踪。²¹⁰Pb是²³⁸U衰变系列产物,半衰期22.26 a;其母体²²²Rn（半衰期3.8 d）是惰性气体,而²²²Rn又是由赋存于自然界土壤和岩石中²²⁶Ra（半衰期1622 a）衰变而来。一部分²²²Rn沿土壤孔隙和岩石裂隙被输送至大气,在大气中经过α衰变释放出²¹⁰Pb,然后沉降回地表后为表层土壤颗粒吸附,这部分²¹⁰Pb被称为“非载体来源²¹⁰Pb”（记为²¹⁰Pb_ex）。土壤中未逃逸的²²²Rn衰变成²¹⁰Pb后,则为土壤基质所吸附,这部分²¹⁰Pb称为“补偿性²¹⁰Pb”（记为²¹⁰Pb_sup）^[5]。和¹³⁷Cs性质相同,²¹⁰Pb_ex被土壤颗粒吸附后,几乎不被雨水淋溶或被植物摄取,只随土壤或泥沙颗粒的物理迁移而发生变化。这一性质是¹³⁷Cs和 ²¹⁰Pb_ex能够被用于土壤侵蚀示踪的基本前提^[6,7]。

国内外****针对土壤侵蚀定量研究中的同位素背景值获取、侵蚀速率测算模型构建、案例应用等开展了大量研究,取得了丰硕成果^[8,9,10,11]。但是,这些研究多集中在水力侵蚀区,对于风力侵蚀区的研究较少;对单同位素（¹³⁷Cs）的应用较多,对于多同位素复合示踪研究较少;对耕地、草地土壤的侵蚀研究较多,缺乏对蒙古高原广泛分布的沙草地、沙地的土壤侵蚀研究案例^[12,13]。浑善达克沙地南缘的正蓝旗处于蒙古高原典型风蚀区,是浑善达克沙地向南侵袭、推进的前沿地带;区域土地类型主要为草地、沙草地和沙土地,在土地覆被/土地利用历史上也经历了耕地开垦—撂荒、草地放牧—封禁、沙地活化—固化等极为复杂的过程。对这一地区开展单同位素（¹³⁷Cs）示踪和土壤侵蚀速率定量评估,除了面临前述¹³⁷Cs活度较低、难以检出等问题外,还存在背景样地难以确认、风沙活动频繁导致背景值污染、土壤侵蚀速率测算结果不确定性大等问题。

为此,本文将²¹⁰Pb_ex同位素引入进来,开展¹³⁷Cs、²¹⁰Pb_ex复合示踪分析。这不仅有助于估算长时间尺度上（100 a）土壤侵蚀速率,也有助于降低单同位素示踪研究中对背景点、背景值以及样点土壤侵蚀速率估算的不确定性,同时也有利于结合两种示踪同位素的特点,实现对区域土壤侵蚀速率变化过程的分析。

2 研究区

研究区位于锡林郭勒盟的正蓝旗,浑善达克沙地横穿该旗北部。正蓝旗东与多伦县、赤峰市毗邻,西与正镶白旗接壤,北与阿巴嘎旗、锡林浩特市相连,南与太仆寺旗和河北省相邻;其地理坐标为115°00′E~116°42′E、41°59′N~ 43°11′N（图1）。研究区属于温带大陆性季风气候;全年平均降水量365 mm,蒸发量1925.5 mm;全年平均风速4.3 m/s,大风日平均为34 d;冬季寒冷漫长、春季多风少雨,夏季温热短促,秋季凉爽湿润,气温变化剧烈^[14]。研究区内从北到南依次为沙生植被、典型草原植被,间有隐域性草甸植被;全区以丘陵沙地草原为典型景观^[15]。

图1

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图1浑善达克沙地南缘正蓝旗采样点与土地类型空间分布

Fig. 1The spaial distributions of plots and land in Zhenglan Banner, Xilin Gol, Inner Mongolia

3 样品采集与测试

在正蓝旗境内设立了2条南北向样带,样带大致沿浑善达克沙地南侵方向布设。样带上每隔10~20 km设立一个采样点,具体位置则进一步根据地形地貌、土壤类型、土地利用情况、植被覆盖情况等确定。

准确遴选同位素区域背景点对于计算¹³⁷Cs和²¹⁰Pb_ex背景值非常重要,但本研究区土地利用和风沙活动历史复杂,传统研究中“将山丘顶部平坦的高盖度草地或老耕地作为背景点”选点原则在浑善达克沙地不再适用。为此,根据中国科学院地理科学与资源研究所提供的历史土地覆被数据库及现场目视观察植被盖度信息,将20世纪90年代以来长期保持为高盖度草地的13个样点作为“疑似”背景样地,另外8个土地覆被历史发生变化的样点作为侵蚀样地。每个样点按三角形布局采集4组土样：在三角形中心挖掘土坑,通过分层剥离方法采集分层样。其中：地表0~15 cm分层间隔为3 cm,15~20 cm分层间隔为5 cm,20~30 cm分层间隔为10 cm。在三角形3个顶点处,使用内径35 mm土钻采集全样,采样深度为30 cm。

中国地质大学（北京）辐射与环境实验室完成了样品同位素活度测试工作。在土壤样品正式测试前,先将全部样品封存7 d,使²¹⁰Pb与母体达到衰变平衡。同位素活度测定采用美国ORTEC公司生产的宽能型高纯锗探测器（BE3830）,依据《土壤中放射性核素的γ能谱分析方法》（GB 11743-2013）进行检测,测试时间≥ 25000 s。探测器在60Co 1.33MeV处的能量分辨率是2.25 MeV,峰康比> 60:1,具有良好的稳定性,道漂<1/月,相对探测效率62%,重复测试结果相对误差< 10%。¹³⁷Cs比活度根据661.7 keV射线的全峰面积求得,²¹⁰Pb_ex比活度等于²¹⁰Pb在46.5 keV射线的全峰面积求得的比活度值减去²²⁶Ra在351.9 keV射线的比活度值。

实验室测量结果为基于单位质量的比活度值（Bq·kg^-1）,土壤同位素示踪研究中需要将它们转换为基于面积的累计活度,即从土壤表面到其完全不能检测出的深度之间的所有土层的单位面积活度之和。对于分层样,¹³⁷Cs、²¹⁰Pb_ex的总量可由下式计算得出：

（1）CPI(PPI)=∑i=1n1000×Ci×Bi×Di
式中：CPI（¹³⁷Cs Point Inventory）表示样点的¹³⁷Cs的总量;PPI（²¹⁰Pb_ex Point Inventory）表示样点的²¹⁰Pb_ex的总量（Bq·m^-2）;i为采样层的层序号;n为采样层数;C_i为第i层的¹³⁷Cs或²¹⁰Pb_ex的比活度（Bq·kg^-1）;B_i为第i层的土壤容重（g·cm^-3）;D_i为第i层的采样深度（m）。

对于全样,¹³⁷Cs、²¹⁰Pb_ex的总量可由下式计算得出：

（2）CPI(PPI)=Ci×W/S
式中：C_i表示全样¹³⁷Cs或²¹⁰Pb_ex的比活度（Bq·kg^-1）;W为过筛后测试样品总重（kg）;S为采样器的横截面积（m²）。

4 结果分析

4.1 ¹³⁷Cs和²¹⁰Pb_ex背景值

背景值（CRI: ¹³⁷Cs reference inventory; PRI: ²¹⁰Pb_ex reference inventory）是指自同位素粒子沉降后,既无侵蚀、无沉积、也未受人类活动干扰的样点土壤中¹³⁷Cs、²¹⁰Pb_ex活度（Bq·kg^-1）。准确的本底值是测算土壤侵蚀速率的关键。最早的方法是通过现场考察直接确定背景点,然后将该点上的CPI（PPI）当作CRI（PRI）使用。随着研究的深入,特别是通过中国北方大尺度区域草地风蚀研究实践,张信宝等^[16]、齐永青等^[17]和胡云锋等^[18]分别提出考察背景点土壤同位素剖面分布特征的方法、应用背景估算模型求算背景值的方法和将模型估算与实际测量值相结合的方法。对于一般的耕地和草地侵蚀研究,上述方法已经被证明是行之有效的。但是对于浑善达克沙地南缘沙草地这种土地利用复杂、风沙活动频繁的区域来说,需要采取更加谨慎、复合的方法。

Walling等以⁹⁰Sr大气沉降与降雨量关系模型为基础,综合考虑全球不同经纬度¹³⁷Cs本底值和降雨量的关系,利用不同地区数据推算得到全球¹³⁷Cs本底值估算模型^[19]：

（3）A(?,θ)=1.10fh,z?zAh,bθbβ+γPP'δα?z,θb
式中：A(?, θ)表示位置(?, θ)处的¹³⁷Cs的本底值;f_{h, z}(?_z)表示经度区域内¹³⁷Cs赋存量的变化（其中,h = 1表示北半球、2表示南半球,z = 1~8,?_z表示经度区域位置）;A_{h, b}(θ_b)表示纬度区域内¹³⁷Cs赋存量的变化（其中,h = 1表示北半球、2表示南半球,b = 1~9,θ_b表示纬度区域位置）;P表示位置（?, θ）处的年均降雨量（mm）;P' =1 mm;β、γ和δ为常数,分别为0.15、0.051和0.45。

齐永青等比较了该模型计算结果与中国各地实测¹³⁷Cs本底值的关系,指出该模型存在模拟值普遍偏低的问题^[17],胡云锋等则进一步指出内蒙古地区实测CRI数值是模型模拟值的120%~155%^[18]。根据Walling等提供的计算模型和软件模块,依照胡云锋等确定的蒙古高原实测CRI与CRI模拟值的放大比例系数,本文首先得到区域CRI值域范围;而后逐一判别“疑似背景点”CPI是否落入值域范围（表1）。

Tab. 1
表1
表1各样点CRI模型模拟值、潜在值域以及实测的CPI值
Tab. 1The model estimated value, potential CRI range and measured CPIs

样点编号	经度(oE)	纬度(oN)	高程(m)	年降雨 (mm·a-1)	模型模拟CRI (Bq·m-2)	推测CRI值域 (Bq·m-2)	实测值(Bq·m-2)	实测值是否在CRI值域范围
A1	115.93	42.33	1367	365	1576	1890 ~ 2665	2864	否
A3	115.91	42.74	1319				2225	是
A4	115.89	42.81	1325				2022	是
B1	115.9	42.33	1365				2455	是
B2	115.9	42.33	1366				1928	是
B3	115.94	42.33	1376				2124	是
B4	115.73	42.36	1389				2952	否
B5	115.82	42.44	1342				2394	是
C2	115.9	42.13	1316				3256	否
C3	115.94	42.13	1339				2904	否
D1	116.09	42.29	1282				4635	否
D2	116.21	42.41	1280				1987	是
D3	116.17	42.5	1426				3511	否

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表1显示,样点A3、A4、B1、B2、B3、B5、D2的CPI值在推测的CRI值域范围内。对这些“疑似背景样点”¹³⁷Cs剖面分布（图2）进一步考察,可以发现：

图2

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图2疑似背景样点中¹³⁷Cs的剖面分布及CPI

Fig. 2The ¹³⁷Cs distribution patterns and CPIs in potential reference plots



A3、A4样点中,¹³⁷Cs赋存深度分别为15 cm和20 cm;活度峰值分别为16.92 Bq·kg^-1和11.35 Bq·kg^-1,出现在9~12 cm处,总体上属于“单峰+负指数”分布形态。一般认为,这种分布形态与¹³⁷Cs沉降到地表后继续从地表向下扩散过程有关^[20]。因此可以将A3、A4样点也可以作为背景样地。

B1、B2、B5、D2样点中,虽然¹³⁷Cs呈现为“负指数”或者“单峰+负指数”分布,但其赋存深度非常浅,最大赋存深度分别为9 cm、12 cm、9 cm、6 cm,远小于正常背景样地15~25 cm的最大赋存深度^[21]。因此上述4个样点不宜作为背景样地,它们应判别为侵蚀样地。

B3样点中,¹³⁷Cs赋存深度达20 cm,表层土壤（0~3 cm）比活度最高,为28.01 Bq·kg^-1,随深度增加¹³⁷Cs比活度迅速减少,符合典型¹³⁷Cs背景样地的负指数分布形态^{[16, 18]}。因此B3样点也作为背景样地。

表1还显示,样点A1、B4、C2、C3、D1、D3的CPI值均不在推测的CRI值域范围内。考察这些“疑似侵蚀或堆积样点”中¹³⁷Cs剖面分布（图3）,可以发现：

图3

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图3疑似侵蚀/堆积样点中¹³⁷Cs的剖面分布及其CPI

Fig. 3The ¹³⁷Cs distribution patterns and CPIs in potential erosion and accumulation plots



A1、C3、D3样点中,¹³⁷Cs呈现“负指数”分布,¹³⁷Cs最大赋存深度分别为9 cm、12 cm和9 cm,样点CPI高于CRI值域最高值（2665 Bq·m^-2）;鉴于该样点上表层土壤堆积了富含¹³⁷Cs的尘土,推测3个样地为堆积样点。

B4样点中,除了在15~20 cm处未检出¹³⁷Cs分布外,剖面上的¹³⁷Cs呈现上下均匀分布,符合¹³⁷Cs在耕地中的典型分布特征^[22]。推测该样地是退耕地。

C2、D1样点,最大赋存深度均为15 cm,且CPI显著高于CRI值域最高值（2665 Bq·m^-2）。推测样地发生了风沙堆积。

鉴于研究区地处高平原,局部地形对¹³⁷Cs沉降影响较小,因此区域本底值可采用多个背景样点CPI的均值^[23]。在本研究中,可以选择A3、A4、B3等3个样点作为背景点,以上述3个样点全部层样、全样的CPI值计算区域CRI均值和均方差,得到研究区CRI为2123.5±163.94 Bq·m^-2。该CRI值是模型模拟值（1576 Bq·m^-2）的135%,与前人研究认定的华北、蒙古高原地区的CRI值域范围一致^[24]。

针对²¹⁰Pb_ex背景点选取和背景值确定的研究较少。虽然也有基于大气降水进行回归模拟的相关模型,但模型的准确性还有待更多的验证^[25,26]。本文充分利用¹³⁷Cs与²¹⁰Pb_ex复合示踪的优势,即：考虑到¹³⁷Cs背景点的选取和背景值的确定充分利用了长期的土地覆被历史、CRI模型模拟、CRI值区域对比、土壤剖面分布形态等多种特性综合确定,由此确定的背景点和背景值其可信程度较高。因此,本文中将¹³⁷Cs研究中确定的背景样点（A3、A4、B3）同样作为²¹⁰Pb_ex的背景点,由全部层样和全样的统计结果作为²¹⁰Pb_ex的背景值。最终,本研究确定浑善达克沙地南缘的PRI为：8112±1787.62 Bq·m^-2。

4.2 侵蚀和堆积速率测算

基于¹³⁷Cs在耕地和非耕地中总活度值变化及其形态特征变化,Zhang等建立了简化质量平衡模型来测算土壤侵蚀厚度和侵蚀模数^[27]。模型为：

（4）X=X0×e-λ·h·T-1963
（5）X0=CRI×K
式中：X是采样点当前¹³⁷Cs的总面积活度（Bq·m^-2）;X₀是有效¹³⁷Cs的本底值（Bq·m^-2）,是引入风雪损失系数（k = 0.95^[13]）对本底值进行修正后的结果;h为年均土壤侵蚀厚度（cm·a^-1）;T为采样年份;λ是土壤剖面中¹³⁷Cs随深度变化的形态参数,由本底值剖面¹³⁷Cs逐层比活度反推,以最小二乘法拟合得到。

年均侵蚀量（即侵蚀模数）可以用下式计算：

（6）E=10000×B×h
式中：E为土壤侵蚀模数（t·km^-2·a^-1）;B是土壤容重（t·m^-3）。

根据上述公式,可以得到基于¹³⁷Cs示踪粒子变化的各样点侵蚀/堆积速率（表2）。

Tab. 2
表2
表2各样点¹³⁷Cs面积活度及土壤侵蚀/堆积速率
Tab. 2¹³⁷Cs activity and soil erosion/accumulation modulus estimated by the ¹³⁷Cs tracing technique

采样点	土壤类型	地形地貌特征	植被覆盖状况(%)	137Cs面积活度（Bq·m-2)	土壤容重(t·m-3)	年侵蚀/堆积厚度(mm·a-1)	年风蚀/堆积速率(t·km-2·a-1)
A1	栗钙土	固定沙地	70~80	2864±516.23	1.56.3	-0.144	-224.39
A2	栗钙土	半固定沙地(缓坡)	20~30	1332±857.16	1.587	0.170	269.79
A5	草原风沙土	半固定沙地	30~40	591±256.27	1.472	0.503	740.31
B1	栗钙土	固定沙地	70~80	2455±569.0	1.211	-0.080	-97.35
B2	栗钙土	固定沙地	70~80	1929±560.6	1.309	0.018	24.21
B4	黑钙土	固定沙地	70~80	2952±292.45	1.329	-0.156	-207.29
B5	栗钙土	固定沙地	70~80	2394±442.07	1.335	-0.070	-93.67
C1	栗钙土	固定沙地	30~40	1737±458.96	1.754	0.061	107.51
C2	草甸土	固定沙地	70~80	3256±693.32	1.481	-0.196	-290.46
C3	栗钙土	固定沙地	70~80	2904±804.56	1.567	-0.149	-233.85
C4	栗钙土	固定沙地(半坡)	40~50	1393±97.82	1.473	0.152	223.44
D1	草甸土	固定沙地	70~80	4635±200.0	1.420	-0.341	-483.99
D2	栗钙土	固定沙地	70~80	1987±430.77	1.488	0.006	9.19
D3	黑钙土	固定沙地	70~80	3511±177.17	1.678	-0.227	-380.85
D4	草原风沙土	半固定沙地	30~40	1505±254.99	1.363	0.120	163.44
E1	草原风沙土	固定沙地(山前台地)	50~60	1451±339.53	1.712	0.135	231.16
E2	草原风沙土	半固定沙地	30~40	1401±139.49	1.672	0.149	249.71
E3	草甸土	固定沙地(台地)	30~40	1859±222.90	1.632	0.034	54.81

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A1、B1、B4、B5、C2、C3、D1、D3样点中¹³⁷Cs面积活度介于2394±442.07~4635±200.0 Bq·m^-2间,CPI值大于CRI值,呈现为风沙堆积过程。其中,B5样点的堆积速率最低,为93.67 t·km^-2·a^-1;D1样点堆积速率最高,为483.99 t·km^-2·a^-1。各样点年平均堆积厚度为0.07~0.34 mm·a^-1,侵蚀模数为93.67~483.99 t·km^-2·a^-1。

A2、A5、B2、C1、C4、D2、D4、E1、E2、E3样点中¹³⁷Cs面积活度介于591±256.27~1987±430.77 Bq·m^-2之间,CPI值小于CRI值,呈现为不同强度的土壤侵蚀过程。其中,位于固定沙地的D2采样点¹³⁷Cs面积活度最高、年均侵蚀速率最低;而位于半固定沙地、土壤类型为风沙土的A5采样点¹³⁷Cs面积活度最低、年均侵蚀速率最高。各侵蚀采样点年平均侵蚀厚度为0.006~0.503 mm·a^-1,侵蚀速率为9.19~740.31 t·km^-2·a^-1;侵蚀速率与样点地形地貌及植被覆盖程度有关。

与¹³⁷Cs不同的是,²¹⁰Pb_ex作为一种自然放射性同位素,由于它不断从大气中沉降到地球表面,在土壤环境和土壤侵蚀过程都长期不变的情况下（≥ 0.1 ka）,在土壤中分布处于稳定状态,因此²¹⁰Pb_ex一般认为可以测算100年尺度的土壤侵蚀速率^[28]。张信宝等根据²¹⁰Pb_ex连续沉降、衰变和流失的过程,推导出非农耕地土壤中²¹⁰Pb_ex稳态分布的质量平衡模型^[29];孙威等对模型进行简化建立了非耕作土壤侵蚀速率变化对土壤中²¹⁰Pb_ex含量变化的响应模型^[30]。具体模型为：

（7）I=(λ+1-e-hH)A
（8）I=λAref
式中：I为²¹⁰Pb_ex沉降通量（Bq·m^-2·a^-1）;λ为²¹⁰Pb_ex衰变系数;h为年侵蚀厚度（kg·m^-2·a^-1）;H为张弛深度（kg·m^-2）;A为土壤中²¹⁰Pb_ex面积活度（Bq·m^-2）;A_ref为²¹⁰Pb_ex本底值（Bq·m^-2）。

综合式（7）和（8）,可计算出非耕作土壤中²¹⁰Pb_ex稳定态下多年平均侵蚀质量厚度,即：

（9）h=-Hlnλ+1-λArefA
根据上述公式得到全部样点的基于²¹⁰Pb_ex示踪技术的土壤侵蚀/堆积速率（表3）。

Tab. 3
表3
表3各样点²¹⁰Pb_ex面积活度与土壤侵蚀/堆积速率
Tab. 3²¹⁰Pb_ex activity and soil erosion/accumulation modulus estimated by ¹⁰Pb_ex tracing technique

采样点	土壤类型	地形地貌特征	植被覆盖状况(%)	210Pbex面积活度(Bq·m-2)	土壤容重(t·m-3)	年侵蚀/堆积厚度(mm·a-1)	年风蚀/堆积速率(t·km-2·a-1)
A1	栗钙土	固定沙地	70~80	9871±1298.12	1.56.3	-0.164	-255.87
A2	栗钙土	半固定沙地(缓坡)	20~30	6483±2885.46	1.587	0.232	368.74
A5	草原风沙土	半固定沙地	30~40	7403±738.79	1.472	0.088	129.95
B1	栗钙土	固定沙地	70~80	11151±159.99	1.211	-0.250	-302.74
B2	栗钙土	固定沙地	70~80	7555±91.50	1.309	0.068	89.02
B4	黑钙土	固定沙地	70~80	10174±1639.76	1.329	-0.186	-247.30
B5	栗钙土	固定沙地	70~80	8118±930.08	1.335	-0.001	-0.90
C1	栗钙土	固定沙地	30~40	6609±951.43	1.754	0.210	368.66
C2	草甸土	固定沙地	70~80	12023±1286.46	1.481	-0.298	-441.53
C3	栗钙土	固定沙地	70~80	7713±393.57	1.567	0.048	74.70
C4	栗钙土	固定沙地(半坡)	40~50	6461±1160.75	1.473	0.236	348.10
D1	草甸土	固定沙地	70~80	9106±147.82	1.420	-0.100	-142.62
D2	栗钙土	固定沙地	70~80	5143±662.26	1.488	0.536	797.98
D3	黑钙土	固定沙地	70~80	9966±1698.73	1.678	-0.171	-286.75
D4	草原风沙土	半固定沙地	30~40	5931±1660.60	1.363	0.341	464.27
E1	草原风沙土	固定沙地(山前台地)	50~60	7270±783.81	1.712	0.107	182.98
E2	草原风沙土	半固定沙地	30~40	6554±2132.22	1.672	0.220	367.25
E3	草甸土	固定沙地(台地)	30~40	8871±673.03	1.632	-0.079	-128.53

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A1、B1、B4、B5、C2、D1、D3、E3样点中²¹⁰Pb_ex面积活度介于8118±930.08~12023±1286.46 Bq·m^-2,PPI大于PRI,呈现为风沙堆积过程。其中,B5采样点年堆积速率最低,为0.90 t·km^-2·a^-1;C3采样点年堆积速率最高,为441.53 t·km^-2·a^-1。各样点年平均堆积厚度为0.001~0.298 mm·a^-1,年平均堆积速率为0.90~441.53 t·km^-2·a^-1。

A2、A5、B2、C1、C3、C4、D2、D4、E1、E2样点中²¹⁰Pb_ex面积活度介于5143±662.26~7713±393.57 Bq·m^-2,CPI小于CRI,呈现为不同强度的土壤侵蚀过程。其中,D2采样点²¹⁰Pb_ex面积活度最低,侵蚀速率最大;而C3采样点²¹⁰Pb_ex面积活度最高,侵蚀速率最小。各侵蚀采样点年平均侵蚀厚度为0.048~0.536 mm·a^-1,侵蚀速率为74.70~797.98 t·km^-2·a^-1。

4.3 侵蚀/堆积速率的变化

一般认为,由于²¹⁰Pb_ex作为自然界长期稳定沉降的示踪粒子,由²¹⁰Pb_ex推算得到的土壤侵蚀速率反映了长时间尺度（100年尺度）土壤变化过程^[28];而¹³⁷Cs示踪粒子沉降过程主要发生于20世纪50-70年代,由它估算得到的土壤侵蚀速率可大致表征这一时期以来（即距今50年以来）的土壤侵蚀过程^[31]。因此,利用²¹⁰Pb_ex求解得到百年尺度侵蚀速率、利用¹³⁷Cs求解得到50年尺度土壤侵蚀速率;而后反向应用平均算法,可以估算得到各样点在约20世纪20-70年代（前50年）和20世纪70年代至今（后50年）的土壤侵蚀速率变化（图4）。

图4

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图4土壤侵蚀/堆积速率变化(正值为侵蚀,负值为堆积)

Fig. 4Soil erosion/accumulation modulus in two periods. (A positive value indicates erosion, and vice versa)



20世纪20年代以来,A1、B1、B4、C2、D3等5个样点长期处于堆积状态,除D3样点堆积速率由192.65 t·km^-2·a^-1增加到380.85 t·km^-2·a^-1,其他样点的堆积速率均有所降低。

A2、B2、C1、C4、D2、D4、E1、E2等8个样点始终处于侵蚀状态。但是,除了E1样点侵蚀速率由134.80 t·km^-2·a^-1增加到231.16 t·km^-2·a^-1,其他样点的侵蚀速率均有不同程度的降低。D2采样点侵蚀速率降低最显著,速率降低达99.42%。

A5、E3、B5、C3、D1等5个样点的状态在前后50年发生了变化。其中,A5、E3等2个样点由前50年的堆积状态转变为后50年的侵蚀状态,而B5、C3、D1等3个样点则由前50年的侵蚀状态转变为后50年的堆积状态。并且,除A5、D1样点外,其他3个样点的侵蚀速率（或者是堆积速率）均比前50年有所降低。

根据以上样点土壤侵蚀/堆积状态的变化以及土壤侵蚀/堆积速率的变化综合判断,可以认为,20世纪20年代以来,浑善达克沙地南缘土壤侵蚀和风沙活动强度有所缓解,无论是土壤侵蚀还是土壤堆积,其侵蚀速率或者堆积速率明显降低。总的来看,研究区风沙活动明显减弱,沙丘固化过程明显,区域生态环境质量得到改善。

5 讨论

5.1 ¹³⁷Cs背景值的不确定性

¹³⁷Cs背景样点的确立关系到CRI和PRI两个背景值的确定,对于后续的各个样点的土壤侵蚀/堆积过程的性质判断和侵蚀/堆积速率的定量测算关系重大。对¹³⁷Cs本底值的测算主要存在以下2个方面的不确定性：仪器检出精度,基于¹³⁷Cs剖面分布形态的类型判别可靠性等。

首先,由于¹³⁷Cs主要来源于20世纪50-70年代的大气核爆炸实验,来源单一、半衰期较短,因此随着时间的推移,土壤中的¹³⁷Cs粒子越来越少,仪器检出难度不断增加、检出误差也不断提高,由此计算得到的CRI的精度会变差。此外,本文中B4样点（退耕地样点）就出现了测试值在剖面上发生中断的情况,这可能与样品测试人员的技术水平或者样品发生混淆有关。

其次,¹³⁷Cs沉降到达地表后随土壤颗粒迁移发生再分布,早期的背景样地中¹³⁷Cs分布形态多呈现典型“负指数”分布;后期由于¹³⁷Cs粒子下渗效应,会出现“单峰+负指数”的分布形态。但是,不管是哪种分布形态,都有可能和侵蚀样地、堆积样地的¹³⁷Cs分布形态相混淆。即侵蚀样地中随着表层土壤不断剥蚀,残留的土壤中¹³⁷Cs分布依然呈现“负指数”分布;而在堆积样地中,随着后期加入的低¹³⁷Cs剂量的风沙土壤堆积在表层,最终的土壤中¹³⁷Cs分布依然呈现“单峰+负指数”分布。因此,单纯从分布形态上判别背景样点,会存在判别误差。

本文采用了更加稳妥的办法,即同时考虑长期的土地覆被历史、模拟的CRI背景值区间,同时结合¹³⁷Cs剖面分布形态特征进行综合判断选点的办法,最终得到3个样地中3个层样系列、9个全样的CPI值,并在数理统计基础上获得了区域CRI均值和变异方位。显然,这种多渠道信息相互验证的选点方法和统计学获取区域CRI值方法,有助于减少CRI估算中的不确定性。

5.2 ²¹⁰Pb_ex背景值的不确定性

在²¹⁰Pb_ex背景样点和背景值的确定过程中,不确定性更大。首先,²¹⁰Pb_ex的测量更加复杂。²¹⁰Pb_ex的计算过程需要综合考虑²²⁶Ra、²²²Rn、²³⁸U多个衰变过程以及野外采样后在实验室的²¹⁰Pb_ex再平衡过程,这些过程均可能造成PRI估算精度的降低。

从PRI理论模拟方面,虽然陈瑞廷等利用区域年降水量与核素的关系也建立了²¹⁰Pb_ex背景值含量动态平衡模型^[25],但与Walling等提出的¹³⁷Cs背景值估算模型相比,该估算模型在实际中的应用案例并不多见,模型尚不够成熟。一般普遍认为,²¹⁰Pb_ex在大尺度区域上的空间分异极大,²¹⁰Pb_ex在大陆东部的本底值要远高于大陆西部的本底值^{[29, 32]},单纯用降水估算RPI值可能会导入更大的不确定性。

在本文中发现,单纯依据²¹⁰Pb_ex的剖面分布形态来判别²¹⁰Pb_ex背景样点存在极大的误判概率。图5显示,本研究全部“疑似背景样点”整体上均呈负指数形态分布,符合一般研究认为的²¹⁰Pb_ex背景样地分布形态^{[8, 29]}。然而,进一步针对这些“疑似”背景样点上PPI的统计这表明,这些样点上的PPI相差极大,最大值和最小值相差6880 Bq·m^-2,全部样品的变异系数达到48.3%。显然,依据²¹⁰Pb_ex分布形态来判别PPI是不可行的。

图5

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图5²¹⁰Pb_ex的剖面分布形态及其PPI

Fig. 5Vertical distributions of ²¹⁰Pb_ex and PPIs in in potential background plots



综上原因,本文采用的方法是依据¹³⁷Cs对背景点性质的判断来辅助确定²¹⁰Pb_ex背景点。然而,这种做法存在的风险是短时间尺度侵蚀过程（¹³⁷Cs示踪过程）中的背景点并不一定就是长时间尺度侵蚀过程（²¹⁰Pb_ex示踪过程）中的背景点。在特定样点上完全可能存在前期（即本文中的前50年）侵蚀（或堆积）,而后长期（即本研究所称的后50年）保持稳定的情况;无论是哪一种情况,都会造成PRI估算出现偏差。根据所得的PRI值与前人在华北地区（6128 Bq·m^-2）^[33]、黄土高原地区（5730 Bq·m^-2）^[29]、黑龙江地区（6600 Bq·m^-2）^[9]研究比较,本文研究所得的PRI很有可能是偏大的;由此带来的后果则是本文对土壤侵蚀速率的估算可能是偏高的,而对土壤堆积速率的估算则可能偏低。

6 结论

本文以浑善达克沙地南缘的正蓝旗境内丘陵沙草地为研究区,针对单一同位素示踪技术研究中存在的背景样地难以确认、土壤侵蚀速率测算结果差异较大等问题,开展了¹³⁷Cs和²¹⁰Pb_ex同位素复合示踪技术应用研究,并对研究区土壤侵蚀速率及其动态变化进行了分析,对同位素复合示踪研究中的不确定性问题进行了讨论。主要结论有：

（1）确定了研究区¹³⁷Cs和²¹⁰Pb_ex本底样地,得到研究区¹³⁷Cs本底值为2123.5±163.94 Bq·m^-2,²¹⁰Pb_ex本底值为8112±1787.62 Bq·m^-2。

（2）基于¹³⁷Cs同位素示踪分析,研究区平均侵蚀厚度为-0.341~0.503 mm·a^-1,侵蚀模数为-483.99~740.31 t·km^-2·a^-1;基于²¹⁰Pb_ex同位素示踪分析,研究区平均土壤风蚀厚度为-0.298~0.536 mm·a^-1,侵蚀模数为-441.53~797.98 t·km^-2·a^-1。

（3）在全部18个侵蚀或堆积样点中,20世纪20年代以来有5个样点长期处于堆积状态,有8个样点长期处于侵蚀状态,有2个样点从堆积状态转为侵蚀状态,有3个样点从侵蚀转为堆积状态。总体上,无论是土壤侵蚀还是土壤堆积,其侵蚀速率或者堆积速率明显降低;研究区风沙活动明显减弱,区域生态环境质量得到改善。

（4）同位素示踪技术研究中,¹³⁷Cs和²¹⁰Pb_ex背景样点的选取和背景值的确立对于土壤侵蚀和堆积过程类型的判断和速率的计算有着重要影响。一方面,应根据土地覆被类型历史资料、现场土地覆被/土地利用状况、理论模型模拟和估算、土壤剖面分布形态特征进行综合考察。另一方面,应用多同位素复合技术有助于克服单同位素示踪中容易误判背景点的问题,并有助于降低背景值的不确定性。

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Persistently high activity concentrations of radioactive Cs-137 (T (1/2) = 30.17 a) in various animals and fruits originating from Bavarian forest ecosystems suggest that the contamination of soils in these ecosystems is still critical even decades after the severe inputs following the Chernobyl nuclear accident. Aware of the fact, that such inputs are a global threat that can re-emerge at any time, a new monitoring network was established in cooperation with the Bavarian State Ministry of the Environment and Public Health, to enhance the value of long-term radioprotection strategies in forests. Based on the investigation of 48 forest sites throughout the entire state territory, the project delivers a total of 889 gamma spectrometric records and demonstrates the current Cs-137 contamination situation of Bavarian forest soils, providing a valuable update on the residual contamination levels and thus a comprehensive inventory for any future radioprotection management. First results of this project are presented hereby. The total Cs-137 areal activity densities in Bavarian forest soils currently vary between 640 and 61,166 Bq m(-)A(2), with the peak areal activity density of each profile being located in the uppermost, humus rich mineral A-horizon in 68 % of all cases. Moreover, the results detect a positive correlation of humus thickness and relative areal Cs-137 activity density in humus horizons (RA(2)A = 0.50), validating previous findings on that topic by means of a very comprehensive data set across 2.56 Mio ha forest stands by showing that humus bodies > 7.5 cm still contain at least 50 % of the total areal topsoil activity density.

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