水田改旱地土壤酸度變化的模擬研究

王道澤，丁志峰,楊瓊瑤，章明奎

(1.浙江省杭州市鄉村振興服務中心，浙江 杭州 310020；2.浙江大學 環境與資源學院，浙江 杭州 310058)

土壤酸堿性是土壤許多化學性質特別是鹽基狀況的綜合反映，它對土壤中微生物的活動、有機質的合成與分解、氮磷和微量元素的轉化與有效性及土壤養分保持等都有很大的影響。同時，土壤酸堿度又是土壤眾多性狀中易變、極易受耕作施肥等人為因素影響和極易被人為調控的土壤性質。因此，認識土壤酸堿性的變化規律并采取相應的措施，是提高土壤肥力、達到作物高產的重要手段。近年來的大量調查[1～3]表明，由于煤、石油等燃燒引起的酸雨污染和農業化肥用量的增加，從20世紀80年代至今，我國廣大地區的土壤發生了明顯的酸化，其中耕地土壤的酸化尤為明顯[4-5]。土壤的酸化速率與氮肥用量、肥料種類和土壤性質有關，許多研究把耕地土壤酸化的原因歸結為化肥的高量施用和大氣酸沉降[5～9]。但值得注意的是，我國南方地區自20世紀80年代以來耕地發生了酸化,同時也伴隨著土地利用方式的改變，特別是大面積的水田改為旱地、種植蔬菜和果樹等經濟作物。同一地區的水田土壤pH值常高于旱地土壤，這意味著土地利用方式的改變可能也是引起土壤酸化的原因之一。為此，本文采用室內模擬培養試驗，觀察研究了水田改露天旱地與大棚種植環境下土壤酸度的變化特點。

1 材料與方法

從浙江省選擇了3類種植面積較大的典型農田土壤用于模擬研究。3類土壤分別為淡涂泥田、黃斑田和黃泥田，它們的成土母質分別為灘涂沉積物、河湖相沉積物和酸性巖風化再積物，分別代表濱海平原、水網平原和丘陵山地的典型水稻土。采集土壤的深度為0～15 cm，土壤的基本性質見表1。

表1 試驗前供試土壤的理化性質

每類土壤各設3個處理，分別模擬種植水稻、露地旱作和大棚種植等的土壤環境，試驗在溫室中進行。試驗選擇長、寬和深分別為30、25、20 cm的塑料容器，容器底部設有排水裝置，可控制排水。每一容器裝土深度為15 cm，裝土量13.5 kg，相當于容重1.20 g/cm3。裝土前土壤過5 mm土篩，每一類土壤裝土各9盆(即每一處理各設置3個重復)。

在試驗初期，對各塑料容器中土壤進行50 d的淹水處理，土表保持淹水層5 cm。之后，開始3種處理的試驗，分別模擬種植水稻、露地旱作和大棚種植等土壤環境。在試驗過程中以每45 d為一個周期模擬一年作物生長季的田間狀況。每一周期分別添加相當于田間一年的酸性物質和由施肥等引起的鹽分輸入量。據Guo等[5]的研究，華北冬小麥-夏玉米輪作、華南水稻-小麥輪作等“一年兩熟”種植體系中由氮肥大量施用每年所產生的酸量為20～30 kmol(H+)/hm2；蔬菜大棚等設施農業中過量施氮的年產酸量約為200 kmol(H+)/hm2；秸稈移出帶走的鹽基對土壤酸化的貢獻為15～20 kmol(H+)/hm2。又據中國農業科學院的長期定位試驗[10]，施用化學氮肥處理實際酸化速率為4.0～6.7 kmol(H+)/(hm2·a)。結合浙江省水田、露天旱地和大棚蔬菜地氮肥施用水平(1∶1.20∶1.75)，分別選擇20、24和35 kmol(H+)/hm2(相當于10、12、17.5 mmol/kg土壤)為每年輸入水田、露天旱地和大棚蔬菜地的酸量，作為試驗中每一周期添加的酸量。同時根據浙江省典型地區施肥水平每年殘留在土壤中肥料量確定每一試驗周期添加的鹽量為0.1、0.12和0.175 g/kg土壤。添加的酸和鹽分別用H2SO4和氮磷鉀復合肥配制。3個處理的試驗情況如下：(1)模擬種植水稻環境：每個試驗周期內分為4個時段(分別持續16、6、16、7 d)，分別模擬田間淹水-排水-淹水-排水的輪回。淹水期間土面以上保持5 cm的水層，排水期間排除土壤中的自由水；每一試驗周期添加的酸和鹽與灌溉水一并加入。(2)模擬露地種植旱作環境：保持75%～85%的田間持水量，每15 d(即每一試驗周期3次)模擬田間降水引起的排水，每次模擬降水量為120 mm。容器底部的排水裝置保持開通，模擬降水采用一自動加液器添加，在1～2 d內完成，并保證土內無積水。每一試驗周期添加的酸與鹽量分3次在模擬降水后加入土壤中(即添加前溶于少量水中)。(3)模擬大棚種植環境：土壤水分保持75%～85%的田間持水量，無自由水通過土體。每一試驗周期添加的酸與鹽量在調節土壤水分時同時加入。為了了解水田改為旱地后土壤酸度的變化，在經過50 d淹水處理后的第1個周期內不添加酸和鹽，即添加酸和鹽從試驗的第2個周期內開始。試驗共進行了17個周期(相當于17 a)。

在每一個試驗周期結束時采集土壤樣品。采集的土樣用于分析pH值，交換性酸、鹽分、CEC、NH4-N、NO3-N、有機質、還原性物質、交換性鋁、吸附態鋁、酸溶性無機鋁和絡合態鋁含量等。土壤pH和還原性物質采用原位(濕土)土壤直接測定[11]，其中，pH測定時調節土水比為1∶1，還原性物質用硫酸鋁浸提劑提取測定。其它性質采用風干土測定，有機質采用重鉻酸鉀氧化法測定[12]；交換性酸采用KCl交換-中和法測定[12]；陽離子交換量(CEC)采用醋酸銨交換法測定[12]；交換性鹽基用醋酸銨交換，Ca、Mg用原子吸收光譜法測定，Na、K用火焰光度法測定[12]。非交換性酸采用CEC與交換性鹽基差值計算。土壤中各形態鋁采用連續提取法進行提取[13-14]，即：用1.0 mol/L KCl提取土壤中交換態鋁；用1.0 mol/L NaOAc提取單聚體羥基鋁；用1.0 mol/L HCl提取酸溶無機鋁；用0.5 mol/L NaOH提取腐殖酸鋁。

2 結果與分析

2.1 水田改旱地引起的土壤酸度變化

3個土壤的模擬培養試驗(圖1)表明，由于持續的酸性物質的輸入，不同處理的土壤pH均呈下降的趨勢。在水田種植環境下土壤pH只呈現輕微的下降，至17個試驗周期后，淡涂泥田從7.28下降至7.19，黃斑田從6.97下降至6.71，黃泥田從6.25下降至5.88；pH平均下降量：黃泥田(0.37)>黃斑田(0.26)>淡涂泥田(0.09)。露地種植旱作和大棚種植環境下土壤pH的下降明顯大于水田種植環境下的，并以大棚種植環境下土壤pH的下降最為明顯。在露地種植旱作環境下，至17個試驗周期后，平均土壤pH顯著下降。其中，淡涂泥田的pH從7.28下降至6.54，黃斑田從6.97下降至5.69，黃泥田從6.25下降至5.02；平均下降量：黃斑田(1.28)>黃泥田(1.23)>淡涂泥田(0.74)。在大棚種植環境下，至17個試驗周期后，平均土壤pH也顯著地下降，其中，淡涂泥田的pH從7.28下降至6.03，黃斑田從6.97下降至5.23，黃泥田從6.25下降至4.72；平均下降量：黃斑田(1.74)>黃泥田(1.53)>淡涂泥田(1.25)。3個土壤之間pH下降量的差異可能與土壤的緩沖性能不同有關，淡涂泥田因含有碳酸鈣，其對酸的緩沖能力較強。

圖1 不同模擬種植條件下土壤酸化程度隨時間的變化

隨著土壤pH的下降，土壤中交換性酸也隨培養周期逐漸增加。至17個試驗周期后，土壤交換性酸均比試驗初期顯著增加。在水田種植環境下，土壤中交換性酸增加量相對較小，至試驗結束時，淡涂泥田交換性酸從0.00 cmol/kg增加至0.24 cmol/kg，黃斑田從0.28 cmol/kg增加至0.53 cmol/kg，黃泥田從0.65 cmol/kg增加至1.43 cmol/kg；平均增加量：黃泥田(0.78 cmol/kg)>黃斑田(0.25 cmol/kg)>淡涂泥田(0.24 cmol/kg)。在露地種植旱作環境下，淡涂泥田交換性酸從0.00 cmol/kg增加至0.47 cmol/kg，黃斑田從0.28 cmol/kg增加至1.43 cmol/kg，黃泥田從0.65 cmol/kg增加至4.27 cmol/kg；平均增加量：黃泥田(3.62 cmol/kg)>黃斑田(1.15 cmol/kg)>淡涂泥田(0.47 cmol/kg)。在模擬大棚種植環境下，淡涂泥田交換性酸從0.00 cmol/kg增加至1.36 cmol/kg，黃斑田從0.28 cmol/kg增加至3.16 cmol/kg，黃泥田從0.65 cmol/kg增加至7.34 cmol/kg；平均增加量：黃泥田(6.69 cmol/kg)>黃斑田(2.88 cmol/kg)>淡涂泥田(1.36 cmol/kg)。

隨著土壤酸化程度的加重(表2)，土壤交換性酸組成中交換性氫的比例逐漸下降，而交換性鋁的比例逐漸上升。這一結果表明，隨著土壤酸化程度的加劇，土壤中鋁被逐漸釋放，成為交換性酸的重要組成部分。在相同試驗周期內，土壤中交換性鋁占交換性酸的比例表現為大棚旱地>露天旱地>水田。

表2 土壤交換性鋁和交換性氫的組成 %

土壤鋁的化學形態組成分析結果(表3)表明，試驗前后土壤中鋁的化學形態發生了一定的變化，土壤酸化后，土壤中交換性鋁和吸附態鋁都顯著地增加，酸溶態鋁輕微下降，而絡合態鋁明顯減少。這一結果表明，在酸化過程中發生了絡合態鋁、酸溶態鋁向交換性鋁、吸附態鋁的轉化。

表3 土壤鋁的化學組成 mg/kg

2.2 露天旱地與大棚種植地土壤酸化的差異

露天旱地與大棚種植地土壤酸化存在明顯的差異，后者的酸化速率明顯高于前者。大棚種植地土壤的pH明顯低于露天旱地，而大棚種植地土壤的交換性酸明顯高于露天旱地。

3 討論

3.1 水田改旱地后土壤酸化的原因

水田改旱地后土壤呈現明顯的酸化。圖1表明，這種酸化作用在水田改為旱地初期已有顯現。在沒有酸性物質輸入之前，一直保持水田環境下的土壤的pH值，幾乎沒有變化；而轉變為旱地的土壤在最初的水田排水轉變為旱地過程中土壤pH已發生了明顯的下降。其中，淡涂泥田、黃斑田和黃泥田因排水引起的pH下降量分別達0.24、0.63、0.79，這種下降似乎與排水后土壤緩沖體系發生變化有關。由表4可知，水田轉變為旱地后，土壤中還原性物質(主要為Fe2+、Mn2+)明顯地減少，而NH4-N也下降，NO3-N增加，這些物質的變化表明排水后土壤中發生了Fe2+、Mn2+和NH4-N氧化，而在氧化過程中可產生H+，促進了土壤的酸化[15]。

表4 水田轉旱地后土壤中還原性物質的變化

3.2 露天旱地與大棚種植地土壤酸化差異的原因

大棚種植地土壤酸化明顯高于露天旱地，這與大棚種植地施肥量大，但土壤缺乏雨水的淋洗、鹽分大量積累有關(表5)。土壤中鹽分濃度的提高可促進土壤膠體表面的交換鋁向土壤溶液遷移，增加了土壤溶液中鋁的濃度，從而導致土壤pH的下降。另外，大棚蔬菜系統中酸性物質輸入量較高也是導致其酸化更大的原因。

表5 土壤中水溶性鹽含量 g/kg

4 結論

模擬試驗研究表明，不同利用方式下土壤酸化速率有很大的差異，露地種植旱作和大棚種植環境下土壤pH的下降明顯大于水稻種植環境，大棚種植環境下土壤酸化速率明顯高于露天旱地，表明水田改旱地可加劇土壤酸化。水田改旱地后土壤中還原性物質氧化可能是改旱后土壤酸化加劇的主要原因;高量施肥和鹽分積累是大棚種植地土壤pH進一步下降的原因。