蔡澤江，余強(qiáng)毅，吳文斌，文石林

（1.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/耕地培育技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室，北京 100081；2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/湖南祁陽農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站，湖南 祁陽 426182）

近30 年來，我國紅黃壤區(qū)土壤酸化加劇，成為農(nóng)田土壤質(zhì)量退化的主要形式[1-2]，其中廣東省以赤紅壤酸化尤為嚴(yán)重[3]。土壤酸化導(dǎo)致鈣、鎂、磷等養(yǎng)分有效性降低，鋁等作物毒害元素活性增加，嚴(yán)重限制了作物生長[1]。大量研究表明，長期過量施用化學(xué)氮肥是驅(qū)動(dòng)農(nóng)田土壤酸化的主要因素[4-5]，其中銨態(tài)氮硝化過程釋放氫離子和硝態(tài)氮淋溶損失是引起土壤酸化的主要機(jī)制[6]。水田、水澆地和旱地是紅黃壤區(qū)的主要土地利用類型[7]，且三種利用方式具有截然不同的水分、養(yǎng)分管理以及耕作方式，土壤水分和氧化還原環(huán)境也隨之發(fā)生變化，從而改變了土壤微生物特性，以及相應(yīng)的碳、氮等元素轉(zhuǎn)化過程，進(jìn)而影響土壤酸堿度[8-10]。因此，探明典型區(qū)域土壤酸度分布特征及其與土地利用方式的關(guān)系，對該區(qū)耕地質(zhì)量提升具有重要意義。WU等[11]和DAI等[12]的研究表明，旱地和水澆地較水田土壤含水量降低，土壤以有氧為主，三者具有不同的土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和活性。QIN等[13]通過調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，旱地較水田具有更強(qiáng)的土壤硝化微生物活性，氮肥硝化作用強(qiáng)，土壤硝態(tài)氮含量較高；楊東偉等[14]也發(fā)現(xiàn)，相鄰的旱地較水田土壤好氧細(xì)菌與厭氧細(xì)菌比值顯著增加，土壤全氮和堿解氮含量均顯著降低。WANG等[15]和CHEN等[16]的研究表明，與水田相比，旱地顯著降低了土壤有機(jī)碳含量。土壤氫離子產(chǎn)生與消耗伴隨著碳氮轉(zhuǎn)化過程發(fā)生，因此水田和旱地具有不同的土壤氫離子平衡，進(jìn)而影響酸化的程度。唐賢等[17]通過對江西省余江縣土壤調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)，相同母質(zhì)發(fā)育的稻田土壤平均pH 為5.69，顯著高于旱地的4.71；周曉陽等[18]基于監(jiān)測數(shù)據(jù)分析發(fā)現(xiàn)，與持續(xù)種稻模式相比，水旱輪作模式加速了土壤酸化。然而，前人關(guān)于不同利用類型（水田、水澆地和旱地）的研究主要關(guān)注土壤微生物特性、溫室氣體排放以及碳儲量，而關(guān)于不同土地利用類型下土壤酸度變化特征的研究還鮮見報(bào)道。為此，本研究以紅黃壤區(qū)內(nèi)土壤酸化非常典型的一個(gè)縣域——廣東省增城區(qū)為研究對象，通過調(diào)查采樣，分析該區(qū)土壤酸度與土壤性質(zhì)和土地利用方式的關(guān)系，旨在為該區(qū)域土壤酸化防治與耕地質(zhì)量提升提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

采樣點(diǎn)位于廣東省增城區(qū)內(nèi)（113°32′～114°00′E，23°05′～23°37′N）。該區(qū)屬于南亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候，年均氣溫22.2 ℃，最高溫度38.6 ℃，全年平均降水量為1 922 mm，降雨多集中在春、夏兩季。該區(qū)北部地勢較高，南部較低，全區(qū)山地、丘陵地、臺地和平原分別占全區(qū)總面積的8.3%、35.1%、23.2%和35.4%，其中丘陵地和臺地主要分布在中南部，南部是三角洲平原和河谷平原，是耕地主要分布區(qū)。該區(qū)母巖以花崗巖為主，主要土壤類型為赤紅壤。

1.2 土壤樣品采集與分析

該區(qū)耕地利用類型主要包括水田（指有水源保證和灌溉設(shè)施，在一般年景能正常灌溉，用于種植水生作物的耕地）、水澆地（指除水田外，有水源保證和灌溉設(shè)施，在一般年景能正常灌溉的耕地）、旱地（指無灌溉設(shè)施，主要靠天然降水種植旱生農(nóng)作物的耕地）。2020 年9 月選取具有代表性的樣點(diǎn)97 個(gè)，其中水田46 個(gè)、水澆地34 個(gè)、旱地17 個(gè)，具體采樣點(diǎn)見圖1。在每個(gè)采樣點(diǎn)上，選取具有代表性且面積大于2 668 m2（4 畝）的田塊，采用“S”型取樣法，用土鉆取0～20 cm 土壤樣品，混成一個(gè)土樣，挑出雜物，風(fēng)干、研磨、過篩制成20目和60目土樣，備用。土壤樣品測定方法參考文獻(xiàn)[19]。土壤pH值采用電位法測定（水土比2.5∶1）；土壤交換性酸、交換性鋁采用1 mol·L-1氯化鉀浸提-0.02 mol·L-1氫氧化鈉中和滴定法；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀-外加熱法；土壤碳酸鈣含量采用0.5 mol·L-1鹽酸中和滴定法；土壤全氮用凱氏定氮法；土壤全磷用NaOH 熔融-鉬銻抗比色法；土壤全鉀用NaOH 熔融-火焰光度法；土壤堿解氮采用1.0 mol·L-1氫氧化鈉堿解擴(kuò)散法；土壤Olsen-P 和速效鉀分別采用0.5 mol·L-1碳酸氫鈉和1 mol·L-1乙酸銨浸提，再分別采用鉬銻抗比色法、火焰光度法測定；土壤陽離子交換量用1 mol·L-1乙酸銨交換法測定。

圖1 廣東增城區(qū)采樣點(diǎn)位置Figure 1 The location of soil sample sites in Zengcheng District，Guangdong Province

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用Sigmaplot 12.0 繪圖，其中土壤交換性鋁對pH 的響應(yīng)關(guān)系采用雙直線模型（Piecewise-2 segment linear）模擬；不同處理間的顯著性采用SPSS 16.0 軟件Duncan 法檢驗(yàn)，相關(guān)分析采用R 語言（3.6.2）中“corrplot”軟件包?；贏rcGIS 10.2 地理信息系統(tǒng)平臺，利用反距離加權(quán)插值法（Inverse distance weighted，IDW）對土壤pH 作空間插值處理，獲得土壤pH 分布圖[20-21]。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤酸度

2.1.1 土壤pH

增城區(qū)土壤pH 平均值為5.64，標(biāo)準(zhǔn)偏差為0.84，pH 最小值和最大值分別為3.90 和7.79。該區(qū)土壤樣品pH各區(qū)間占比如圖2所示，83.7%的土壤樣品pH低于6.5，其中（5.5，6.5]和（4.5，5.5] pH 區(qū)間樣品均占37.8%，低于4.5 和高于6.5 的比例分別為8.1%和16.3%。可見該區(qū)土壤以弱酸性和酸性土壤為主。酸性和強(qiáng)酸性土壤主要分布在南部和西部地區(qū)（圖3）。

圖2 土壤pH各區(qū)間所占比例Figure 2 The frequency of soil pH in different ranges

圖3 廣東省增城區(qū)土壤pH空間分布Figure 3 Spatial distribution for soil pH in Zengcheng，Guangdong Province

不同利用類型下以水田土壤pH為最高，其次為水澆地，再次為旱地，土壤平均pH 分別為6.02、5.51 和4.87，變異系數(shù)分別為9.51%、17.40%和11.24%（圖4）?？梢姡N耕地利用類型下土壤pH存在顯著差異。

圖4 不同利用類型下土壤pH變化Figure 4 Change in soil pH under different land use

2.1.2 土壤交換性酸

不同利用類型下土壤交換性氫和交換性鋁含量變化如圖5 所示。水澆地和旱地土壤交換性氫含量均顯著高于水田，且二者間無顯著差異。土壤交換性鋁含量以旱地為最高，其次為水澆地，再次為水田，土壤交換性鋁含量分別為1.38、0.72 cmol·kg-1和0.31 cmol·kg-1，變異系數(shù)分別為117.9%、125.0%和69.9%。當(dāng)土壤pH 低于6.01 時(shí)，土壤pH 每降低1 個(gè)單位土壤交換性鋁含量增加0.95 cmol·kg-1，而當(dāng)土壤pH 高于6.01 時(shí)，伴隨土壤pH 降低，交換性鋁含量增加緩慢（圖6）。

圖5 不同利用類型下土壤交換性酸變化Figure 5 Change in soil exchangeable acid under different land use

圖6 土壤pH與土壤交換性鋁的回歸分析Figure 6 Regression analysis between pH and exchangeable aluminum

2.2 土壤全量養(yǎng)分

2.2.1 土壤有機(jī)質(zhì)、陽離子交換量和碳酸鈣含量

不同利用類型下土壤有機(jī)質(zhì)含量、土壤陽離子交換量和碳酸鈣含量均無顯著差異（圖7a、7b、7c），但與水田相比，水澆地和旱地土壤有機(jī)質(zhì)和碳酸鈣含量具有降低的趨勢。

圖7 不同利用類型下土壤有機(jī)質(zhì)（a）、陽離子交換量（b）和碳酸鈣含量（c）變化Figure 7 Change in soil organic matter（a），cation exchange capacity（b），and calcium carbonate（c）under different land use

2.2.2 土壤全氮、全磷、全鉀含量

不同利用類型下土壤全氮含量無顯著差異（圖8a）。土壤全磷含量以水澆地為最高，其次為旱地，再次為水田，平均含量分別為1.40、1.12 g·kg-1和1.00 g·kg-1，變異系數(shù)分別為29%、54.4%和43.0%（圖8b）。全鉀含量以水田為最高，且與水澆地?zé)o顯著差異，旱地土壤最低，平均含量分別為26.93、22.59 g·kg-1和20.04 g·kg-1，變異系數(shù)分別為30.5%、38.2%和27.8%（圖8c）。

圖8 不同利用類型下土壤全氮（a）、全磷（b）、全鉀（c）含量變化Figure 8 Changes in soil total nitrogen（a），phosphorus（b），and potassium（c）under different land use

2.3 土壤有效養(yǎng)分

不同利用類型下土壤有效氮含量無顯著差異（圖9a）。水田土壤Olsen-P 含量顯著低于水澆地和旱地，平均含量分別為57.9、110.0 mg·kg-1和103.4 mg·kg-1，變異系數(shù)分別為58.9%、37.9%和60.0%（圖9b）。水田土壤有效鉀含量也顯著低于水澆地和旱地，平均含量分別為75.6、136.8 mg·kg-1和139.6 mg·kg-1，變異系數(shù)分別為57.4%、53.2%和77.7%（圖9c）。

圖9 不同利用類型下土壤有效氮（a）、Olsen-P（b）、有效鉀（c）含量變化Figure 9 Changes in soil available nitrogen（a），Olsen-P（b），and available potassium（c）under different land use

2.4 土壤酸度與土壤性質(zhì)的相關(guān)性

土壤酸度與土壤性質(zhì)的相關(guān)性分析如圖10 所示。由圖10 可知，土壤pH 與土壤碳酸鈣和全鉀含量均呈顯著正相關(guān)，而與土壤交換性酸（H+和Al3+）、有效磷含量呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤交換性氫（H+）與交換性鋁、有效磷和有效鉀含量呈顯著正相關(guān)，而與土壤碳酸鈣含量呈顯著負(fù)相關(guān)；土壤交換性鋁（Al3+）與土壤陽離子交換量、有效磷含量呈顯著正相關(guān)，與土壤碳酸鈣含量和全鉀含量呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤陽離子交換量與土壤碳酸鈣、有機(jī)質(zhì)、全氮和有效氮含量均呈顯著正相關(guān)，而與土壤全鉀含量呈顯著負(fù)相關(guān)?？梢?，土壤碳酸鈣含量是影響土壤酸度的因素之一。

圖10 土壤酸度與土壤性質(zhì)的相關(guān)性分析Figure 10 The correlation between soil acidity and soil properties

3 討論

3.1 土壤酸度變化

本研究表明，土壤酸度與土地利用類型密切相關(guān)，水田土壤pH顯著高于水澆地和旱地，而水澆地土壤pH 又顯著高于旱地（圖4），但土壤交換性酸鋁的變化趨勢相反（圖5）。水田、水澆地和旱地的水分、養(yǎng)分管理以及耕作方式截然不同，土壤水分和氧化還原環(huán)境也隨之發(fā)生變化，從而改變了土壤微生物特性，以及相應(yīng)的碳、氮等元素轉(zhuǎn)化過程，進(jìn)而影響土壤酸堿度[8-10]。QIN等[13]通過調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，旱地土壤硝化微生物數(shù)量和活性較水田增加，氮肥硝化作用強(qiáng)，土壤硝態(tài)氮含量顯著增加，土壤氫離子產(chǎn)生與消耗伴隨著碳氮轉(zhuǎn)化過程發(fā)生，因此旱地較水田在很大程度上增加了土壤氫離子凈釋放。周曉陽等[18]也基于監(jiān)測數(shù)據(jù)分析發(fā)現(xiàn)，與持續(xù)種稻模式相比，水旱輪作模式加速了土壤酸化，其原因?yàn)樗镅退冢▍捬鯒l件）土壤中硝化產(chǎn)生的發(fā)生反硝化作用，消耗質(zhì)子，能夠在一定程度上維持土壤pH，而水旱輪作方式下土壤有相對較長的時(shí)間處于好氣條件，硝化產(chǎn)生的易淋失，而質(zhì)子在土壤中富集而導(dǎo)致酸化。

酸性和強(qiáng)酸性土壤主要分布在南部和西部地區(qū)，包括石灘鎮(zhèn)、仙村鎮(zhèn)、新塘鎮(zhèn)、永寧街道、朱村街道和中新鎮(zhèn)，其中中新鎮(zhèn)和石灘鎮(zhèn)土壤酸性最強(qiáng)；而其他鎮(zhèn)以pH＞5.5 的弱酸性土壤和中性土壤為主（圖3）。這與土地利用類型相匹配，石灘鎮(zhèn)、仙村鎮(zhèn)、新塘鎮(zhèn)、永寧街道、朱村街道和中新鎮(zhèn)以水澆地和旱地為主，特別是中新鎮(zhèn)和石灘鎮(zhèn)以旱地為主，因此土壤酸度較強(qiáng)，是土壤酸度改良的重點(diǎn)考慮區(qū)域。當(dāng)土壤pH 低于6.01 時(shí)，土壤pH 每降低1 個(gè)單位土壤交換性鋁含量增加0.95 cmol·kg-1，而CAI 等[4]在湖南紅壤上的研究結(jié)果表明當(dāng)土壤pH低于5.6時(shí)，土壤交換性鋁的增加速率為4.00 cmol·kg-1。土壤交換性鋁增加速率的差異可能與土壤有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)。本研究水田、水澆地和旱地土壤有機(jī)質(zhì)平均含量分別為18.5、15.6 g·kg-1和15.1 g·kg-1，高于CAI 等的研究結(jié)果（13.4 g·kg-1）。土壤有機(jī)質(zhì)是一種復(fù)雜的高分子芳香多聚化合物，含有大量的羧基、醇羥基、酚羥基等官能團(tuán)，具有很高的反應(yīng)活性，且比表面積大，對鋁等金屬離子具有強(qiáng)絡(luò)合作用[22-23]。大量研究表明，有機(jī)質(zhì)對土壤交換性鋁含量具有重要影響，且隨土壤有機(jī)質(zhì)含量的增加，土壤交換性鋁含量顯著降低，有機(jī)絡(luò)合態(tài)鋁含量增加，鋁毒性減輕[24]。WANG 等[25]研究發(fā)現(xiàn)長期施用有機(jī)肥促進(jìn)了土壤交換性鋁向有機(jī)絡(luò)合態(tài)鋁轉(zhuǎn)化，并采用冗余分析發(fā)現(xiàn)土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量共同解釋了各處理土壤鋁形態(tài)變異性的84%。可見，增加土壤有機(jī)質(zhì)含量可能是減緩?fù)寥浪峄⒔档徒粨Q性鋁含量的原因之一。此外，將部分特殊點(diǎn)位，即低pH且低交換性鋁含量（圖11 藍(lán)色標(biāo)記的點(diǎn)位），與其他點(diǎn)位（黑色標(biāo)記）分成兩組作回歸分析可知，土壤交換性鋁快速增加點(diǎn)分別發(fā)生在pH 5.21 和pH 5.99，且伴隨土壤pH 降低1 個(gè)單位，交換性鋁含量分別增加0.59、1.32 cmol·kg-1。這些特殊點(diǎn)位以水澆地為主，可見利用類型不同可能是引起土壤交換性鋁對pH響應(yīng)差異的原因之一，其作用機(jī)理還有待進(jìn)一步研究。

圖11 土壤pH與土壤交換性鋁的回歸分析（兩組）Figure 11 Regression analysis between soil pH and exchangeable aluminum（two groups）

3.2 土壤酸度與土壤性質(zhì)的相關(guān)性分析

本研究表明，土壤碳酸鈣含量是影響土壤酸度的主要指標(biāo)之一，這在很大程度上取決于土壤酸緩沖體系。ULRICH[26]將土壤酸緩沖體系分為：碳酸鹽緩沖體系（6.2＜pH＜8.6）、硅酸鹽緩沖體系（pH＞5.0）、陽離子交換緩沖體系（4.2＜pH＜5.0）、鋁緩沖體系（pH＜4.2）、鐵/鋁緩沖體系（pH＜3.8）和鐵緩沖體系（pH＜3.2）。本研究弱酸性、酸性和堿性土壤分別占37.8%、37.8%和16.3%，其平均pH 分別為5.05、5.92 和6.99，土壤以硅酸鹽和碳酸鹽緩沖體系為主，而水澆地和旱地硝化等過程釋放的氫離子首先消耗碳酸鹽，緩解交換性鋁的增加。本研究也表明，當(dāng)土壤pH 高于6.01時(shí)，pH 每降低1 個(gè)單位，土壤交換性鋁的增加量僅為0.11 cmol·kg-1，進(jìn)一步證明土壤以碳酸鹽緩沖體系為主。李學(xué)垣等[27]和YU 等[28]的研究結(jié)果也表明，游離碳酸鈣的土壤與酸進(jìn)行中和反應(yīng)，首先產(chǎn)生重碳酸鹽，隨著中和反應(yīng)的進(jìn)行，重碳酸鹽從土壤表層淋出，隨著土壤的碳酸鹽緩沖容量被慢慢耗盡，土壤pH 逐漸降低，交換性鋁逐漸溶出。

此外，本研究發(fā)現(xiàn)土壤酸度與有效磷含量呈顯著正相關(guān)。這可能有兩方面的潛在原因：①水澆地和旱地的作物類型以蔬菜和水果為主，養(yǎng)分投入量大，磷肥中的硫酸對土壤具有一定的酸化作用[29]；②高量養(yǎng)分投入帶來高量的農(nóng)產(chǎn)品收獲，并帶走了更多的堿性物質(zhì)，從而加劇土壤酸化[30]。由此可見，研究區(qū)土壤酸度在很大程度上取決于土地利用類型，其影響機(jī)制還有待進(jìn)一步分析研究。本研究表明水澆地和旱地較水田具有更低的土壤pH，而提高土壤有機(jī)質(zhì)含量對減緩酸化和降低交換性鋁含量具有一定的調(diào)控作用，為此對于赤紅壤區(qū)水澆地和旱地的酸化防治可以考慮提升有機(jī)質(zhì)含量。

此外，本研究還發(fā)現(xiàn)，不同利用類型下水田pH最高，其次為水澆地，再次為旱地，這表明不同耕地利用類型與土壤酸度有關(guān)。然而，除耕地利用類型外，不同耕地利用方式（例如復(fù)種強(qiáng)度、作物類型、作物輪作等）對土壤酸度也可能產(chǎn)生影響。耕地利用方式存在明顯區(qū)域特點(diǎn)，且大范圍獲取耕地利用方式的技術(shù)手段還十分有限，因此在區(qū)域尺度探討土壤酸度與耕地利用方式的時(shí)空特征規(guī)律面臨一定挑戰(zhàn)。本課題組嘗試?yán)眠b感技術(shù)在區(qū)域尺度監(jiān)測耕地利用類型、利用方式等方面的特征（數(shù)據(jù)尚未發(fā)表），借鑒這些研究成果，未來可進(jìn)一步深入關(guān)聯(lián)耕地類型、作物類型、種植強(qiáng)度、輪作方式、地形地貌、氣象水文等要素與土壤酸度的關(guān)系，構(gòu)建大數(shù)據(jù)驅(qū)動(dòng)的土壤酸度時(shí)空差異評估技術(shù)體系，支撐跨尺度耕地質(zhì)量監(jiān)測、評價(jià)與提升機(jī)制研究。

4 結(jié)論

（1）廣東省增城區(qū)土壤以弱酸和酸性土壤為主，且主要分布在石灘鎮(zhèn)、仙村鎮(zhèn)、新塘鎮(zhèn)、永寧街道、朱村街道和中新鎮(zhèn)，其中中新鎮(zhèn)和石灘鎮(zhèn)土壤酸性最強(qiáng)。

（2）耕地利用類型是影響土壤酸度的主要因素之一，土壤pH 表現(xiàn)為水田＞水澆地＞旱地；土壤交換性氫含量表現(xiàn)為水田＜水澆地、旱地，土壤交換性鋁含量表現(xiàn)為水田＜水澆地＜旱地。

（3）土壤pH與土壤碳酸鈣含量呈顯著正相關(guān)，而與土壤速效磷含量呈顯著負(fù)相關(guān)。

本研究表明，增城區(qū)水澆地和旱地土壤酸度強(qiáng)于水田，在土壤酸化防治和耕地質(zhì)量提升中應(yīng)重點(diǎn)考慮。