水田改果園后土壤形態及性狀的演變

楊東偉 ，章明奎 ，張鵬啟 ，劉千千 ，李 雪 ，黃 笑 ，李麗琳

（1.浙江大學環境與資源學院，杭州 310058；2.河南師范大學旅游學院，河南 新鄉 453007；3.廣西大學商學院，南寧 530004）

水田是承載著中華文明的人工濕地生態系統，是在長期水耕熟化過程中，在頻繁的人為管理措施影響下形成的。近年來，隨著經濟發展和產業結構調整，中國南方許多地區的水田不再種植水稻而改種果樹、苗圃等經濟林木。1997年浙江省水稻播種面積為208.6萬hm2，由于水田改種其他作物或用作其他用途，1997—2011年間浙江省水稻種植面積減少了89.6萬hm2（數據來源于《浙江統計年鑒》）。水田利用方式的改變可對農田水分管理、養分管理和耕作方式帶來顯著影響，引起土壤物質循環、轉化與遷移的變化，并影響其周圍的生態環境。水田改果園后，促進土壤水耕熟化的人為滯水條件不復存在，土體的氧化還原環境也隨之發生變化，土體由還原過程占優勢向氧化過程為主過渡，由此引起土壤形態和性狀的變化。以往一些學者對水田改為其他利用方式后土壤基本性質的演變進行了研究，結果表明水田改旱作后土壤pH值、有機質、微生物生物量碳氮及活性下降[1-5]，而關于水田改為果園后土壤形態特征以及微生物群落結構演變的研究卻鮮有報道。本文以浙江省杭嘉湖平原為研究區，選擇并構建一個水田改果園土壤剖面系列，采用時空互代法，探討水田改果園后土壤剖面形態學特征、土壤理化和微生物學性質的演變規律及其對生態環境帶來的影響，希望在維護土壤生態功能、防止土壤退化和實現土壤可持續利用方面提供理論指導。

表1 土壤剖面基本信息Table1 Basic information of soil profiles

1 材料與方法

1.1 研究區域

采樣地點為杭州市余杭區瓶窯鎮窯北村（地理坐標見表1），地處杭嘉湖平原，屬于中北亞熱帶季風氣候過渡帶，多年平均降水量在1200～2000 mm之間，雨日150～190 d，成土母質為湖海相沉積物，平均海拔為4.8 m[6]。

1.2 土樣采集

土壤剖面分層樣品于2013年3月上旬采集。水田樣品采集時，水稻已收獲，田面落干。采集了3種不同土地利用歷史的農地：水田、水田改果園8年和20年的農地。為減少采樣誤差，每塊農地設置3個重復剖面進行觀察與采樣，重復剖面之間相距5 m，構成一個等邊三角形，將3個重復剖面對應發生層土壤混合成一個土樣；所有剖面之間直線距離均不超過300 m。每個剖面的挖掘深度均不少于140 cm；依據土壤剖面發育狀況確定發生層及其深度，分層采集土壤樣品。為增強可比性，在采集土壤剖面樣品時，做了一定技術處理，即3塊農田中采集的9個土壤剖面的相似發生層取土深度盡可能保持一致。根據土壤剖面發育情況確定發生層深度，0～17 cm土層為耕作層，17～30 cm土層為犁底層，30～65 cm和65～85 cm土層為淀積層（氧化還原層），85～140 cm土層為脫潛層。依據第二次土壤普查資料，供試水田土壤在發生分類中屬于水稻土土類，脫潛潴育型水稻土亞類，青粉泥田土屬，青粉泥田土種[7]；在系統分類中屬于鐵聚人為土（采用統一編號TJ）。供試土壤黏粒含量在228～363 mg·kg-1之間。每年每公頃水田平均施尿素240 kg，過磷酸鈣450 kg，氯化鉀150 kg，以及復合肥225 kg；每公頃桃樹林平均施用尿素3000 kg，過磷酸鈣975 kg，氯化鉀450 kg，復合肥1050 kg，雞糞22 500 kg。供試果園施肥量明顯高于水田，是水田改果園后土壤理化性質變化的重要因素。供試土壤其他信息詳見表1。

田間采集的分層土樣分為三部分：一部分帶回實驗室采用常規方法風干處理，先后過2、0.25 mm和0.15 mm土篩，用于土壤理化指標測定；另外兩份置于塑料袋中，用冰塊冷藏帶回實驗室，一部分放入4℃冰箱，一周內完成土壤微生物量測定，另一部分冷凍干燥后，放入-80℃冰箱用于測定土壤微生物磷脂脂肪酸含量。

1.3 數據測定和分析

土壤自然含水量、顏色、pH值、土壤顆粒組成、有機質、全氮、堿解氮、全磷、有效磷、全鉀、速效鉀等基本理化指標采用土壤標準測定方法進行，具體步驟見參考文獻[7-8]。土壤微生物生物量碳、氮采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提，TOC自動分析儀測定。

土壤微生物磷脂脂肪酸（PLEA）參照MIDI Sherlock微生物鑒定系統（Version 4.5）對各成分脂肪酸進行鑒定，并生成磷脂脂肪酸圖譜[9]。采用一種或多種特征脂肪酸之和表示土壤微生物的絕對含量和相對豐度。細菌的特征脂肪酸：12：00、i14：0、14：00、a15：0、15：00、i15：0、15：0 2OH、15：0 3OH、a16：0、16：1ω9c、16：1ω5c、16：00、16：0 Nalcohol、17：00、a17：0、cy17：0、18：00、18：1ω7c、18：1ω5c、17：0ISO3OH、i19：0 和cy19：0ω8c[10-14]；真菌的特征脂肪酸：18：1ω9c、18：2ω6c、18：3ω6c（6，9，12）和 20：1ω9c；放線菌的特征脂肪酸：16：0（10Me）、17：0（10Me）、18：0（10Me）和 19：0（10Me）；原生動物的特征脂肪酸：20：2 w6，9c 和 20：4 w6，9，12，15c；革蘭氏陰性細菌的特征脂肪酸：16：1ω5c、17：1ω8c、18：1ω5c、18：1ω7c 和 cy17：0；革蘭氏陽性細菌的特征脂肪酸：i14：0、a15：0、i15：0、a16：0、i16：0、a17：0、i17：0 和 a18：0；好氧細菌的特征脂肪酸：a15：0、i15：0、15：0、i16：0、a17：0、i17：0 和 17：0；厭氧細菌的特征脂肪酸：18：1ω7c[11-14]。

采用佳能相機（EOS M3）拍照，Microsoft Excel 2007軟件進行數據分析。

表2 水田和果園土壤剖面形態特征Table2 Morphology characteristics of soil profiles in paddy fields and orchard farms

2 結果與分析

2.1 土壤形態

水田改果園后，土壤結構體類型發生變化，耕作層土壤由團塊狀（直徑10～30 mm）為主，轉變為塊狀（長度20～50 mm）為主；犁底層土壤由塊狀（長度30～60 mm）為主，轉變為大塊狀（長度＞60 mm）為主（表2）。改果園后，耕作層和犁底層根系和植物莖葉等殘體數量明顯減少；根孔的連續性遭到破壞，其中犁底層土壤變化最明顯（表2）。

在水田耕作層和犁底層土壤中，銹色斑紋約占結構面的30%；改果園后，隨著種植桃樹年限的增加，表層和亞表層土壤中銹色斑紋逐漸失去鮮亮色澤、淡化，甚至消失（圖1和表2），氧化還原層土壤中錳斑和結核明顯增多，結核顏色明顯加深（圖1）。

2.2 土壤物理性質

水田改為果園后，耕作層和犁底層土壤自然含水量降低，其他發生層自然含水量變化不明顯（表3）。水田中地下水位為115 cm，在改果園8年和20年后地下水位分別下降至125 cm和135 cm。

水田改果園后，剖面土壤基質的色值基本保持不變或有輕微變化，水田耕層土壤潤態顏色為黃灰色（2.5Y4/1），改果園8年和20年后，土壤顏色轉變為暗灰黃色（2.5Y5/2）和黃棕色（2.5Y5/3）；此外，犁底層土壤明度和彩度增加，其他發生層土壤顏色變化不明顯（圖1和表2）。改果園后，由于土壤有機質下降和農作活動下的人為踩踏等因素的影響，耕作層和犁底層土壤容重和堅實度增加，孔隙度下降（表3）。

圖1 水田和果園土壤剖面各發生層形態特征對比Figure1 Morphology characteristics of different layers of soil profiles in paddy fields and orchard farms

表3 水田和果園土壤基本理化性質Table3 Soil physico chemical properties in paddy fields and orchard farms

通過X射線衍射（X-ray diffraction analysis，XRD）技術對水田和果園亞表層土壤黏土礦物類型進行半定量鑒定，衍射圖譜（圖2）是以衍射角（2θ）為橫坐標，以衍射譜線的衍射強度（與最高衍射峰比較的相對強度）為縱坐標的曲線。在鎂-甘油飽和定向片衍射圖譜中，設這些礦物含量百分比之和為100%，將樣品中各種特征衍射峰的積分面積乘以比例系數，分別求出各自的百分含量（表4）。結果表明，水田和果園中土壤亞表層黏土礦物以高嶺石和伊利石為主，其次為綠泥石，此外石英含量也比較高。由于水改旱后自然含水量下降等因素的影響，耕作層土壤中綠泥石含量有輕微降低趨勢，其他土壤黏土礦物類型及相對含量變化整體均不明顯。

2.3 土壤化學性質

由表3可知，土壤剖面中有機質含量隨著桃樹種植時間的延長和土壤剖面深度的增加呈降低趨勢：改果園8年后，耕作層和犁底層有機質分別下降了23.9%和22.2%；改果園20年后，耕作層和犁底層有機質都下降了42.1%，變異系數分別達到27.0%和26.7%。改果園20年后，耕作層和犁底層土壤pH值分別下降12.0%和11.6%。耕作層土壤容重和堅實度分別增加了29.3%和7.69倍，變異系數分別達到13.7%和72.4%。改果園后，淀積層和脫潛層土壤理化性質變化不明顯。

由表5可知，水田改果園8年后耕作層土壤中全氮和堿解氮含量分別下降22.5%和31.7%，改果園20年后分別下降40.3%和37.4%。由于化肥施用量增加等因素的影響，改果園20年后耕作層土壤中全磷、有效磷和速效鉀含量分別增加了1.35、15.62倍和3.07倍。

圖2 水田和果園犁底層土壤黏土X射線衍射圖譜Figure2 X-ray diffraction spectrogram of the clay minerals of subsurface soils in paddy fields and orchard farms

表4 水田和果園亞表層土壤中主要黏土礦物百分含量（%）Table4 The percentage of clay mineral of subsurface soils in paddy and orchard soils（%）

表5 水田和果園耕作層土壤養分Table5 Soil nutrients in plow layer soils of paddy fields and orchard farms

2.4 土壤生物學性質

水田改果園后，土壤微生物生物量碳和生物量氮隨著植樹年限的延長而明顯降低。在水田土壤中微生物生物量碳和生物量氮含量分別為965.7 mg·kg-1和71.2 mg·kg-1，改果園8年后分別下降了47.3%和18.9%，改果園20年后分別下降了76.5%和52.1%。PLFA生物標記法分析表明，水田改果園后耕層土壤微生物種類整體比較相似，而總PLFAs含量及各類微生物含量整體上呈下降趨勢（表6、表7和圖3）。對圖3中含量較高、具有代表性的土壤微生物特征脂肪酸列表分析，結果表明（表6），代表好氧細菌的特征脂肪酸i15：0和i16：0的相對含量在改果園20年后，分別增加28.7%和45.1%，代表厭氧細菌的特征脂肪酸18：1ω7c的絕對含量和相對含量分別降低了81.8%和41.2%。由表7可知，土壤微生物群落結構發生顯著變化，水田土壤中好氧細菌與厭氧細菌比值為2.97，改果園8年和20年后其比值分別增加了76.2%和97.0%。在水田土壤中革蘭氏陰性細菌與革蘭氏陽性細菌比值為0.557，改果園8年和20年后比值分別降低了22.2%和24.6%。此外，改果園20年后，真菌/細菌和放線菌/細菌分別下降34.5%和8.4%。

3 討論

3.1 水田改果園后土壤形態和性質的演變

水田改果園后，由于土壤有機質含量下降和氧化鐵形態的變化，耕作層和犁底層土壤顏色亮度和彩度增加[8，15]（圖1和表2）。改果園后，耕作層和犁底層土壤中銹色斑紋逐漸失去鮮亮色澤、逐步淡化與破碎，最后與整個土體混合，這主要與土壤水分含量下降及土壤的翻耕有關。隨著改果園年限的延長和地表灌溉水補給的減少，地下水位逐漸下降，這與方利平等[16]的研究結果一致。

本研究中水田改果園后，耕作層和犁底層土壤pH明顯下降（表3），主要原因有以下幾個方面：土壤通透性改善，硝化作用增強，大量Mn2+、Fe2+等離子被氧化，這些過程釋放出大量質子（H+）使土壤變酸[17]；氯化鉀等酸性肥料施用量增加也會加速土壤的酸化；此外，改果園后垂直淋洗增強也會對耕作層土壤pH值產生影響[18]。在田間條件下，水稻土淹水后pH值趨于中性[19]；李艾芬等[17]通過對嘉興市郊水田和改種葡萄樹、桃樹后的園地研究表明，園地田間測定pH值平均為4.7，而相鄰種稻的水田土壤pH值平均為6.8；以上結論與王振平等[20]和楊東偉等[21]關于水田和林地中土壤pH差異的結論一致。水田改果園后，由于土壤通氣性增強，土壤微生物對有機質的分解速度加快，土壤有機質的化學氧化加速，使土壤剖面有機質含量下降；此外，改果園后植物殘體進入土壤的數量減少，也會引起土壤有機質含量降低。改果園后，土壤有機質含量的降低還引起土壤全氮和堿解氮含量的下降（表5），這與李昌新等[22]關于水田和旱地土壤有機碳和全氮差異的結論一致。與潘霞等[23]的研究結果相似，水田改果園后由于化肥施用量增加，土壤有效磷和速效鉀含量明顯增加。

水田土壤中較高的有機質和水分含量，有利于土壤微生物生長[24]。受水田改果園后土壤微生物的主要營養物質（水分、碳源和氮源）下降等因素的影響，土壤微生物生物量碳氮、土壤微生物總PLFAs和不同種類微生物PLFAs含量降低（圖3和表6），真菌與細菌比例下降（表7）。改果園20年后，土壤微生物群落結構發生顯著變化，由于土壤通氣性改善，因而好氧細菌與厭氧細菌比例增加了97.0%，原生動物與細菌的比例略微增加（表7）。

表6 水田和果園耕作層土壤微生物PLFAs含量Table6 The content of soil microbial phospholipid fatty acid in plow layer of paddy fields and orchard farms

表7 耕層土壤中不同種類土壤微生物比例Table7 The ratios of different microbes in plow layer soils

3.2 水田改果園帶來的環境效應

水田改旱作引起溫室氣體排放量增加等一些系列環境問題。全球氣候變化的主要原因是由于人類活動向大氣中排放過量的CO2和N2O等溫室氣體而引起的。全球1 m深土層中有機碳含量約為植被碳含量的3倍、大氣碳含量的2倍，每年因土地利用變化所釋放的CO2約占全球CO2釋放量的25%，我國農業源占溫室氣體排放總量的17%，因而土壤中的有機碳既是碳匯又是碳源[25-28]。李欣雨等[29]研究表明水田中土壤有機碳明顯高于其他土地利用方式。在淹水植稻條件下，耕層土壤處于厭氧還原狀態，水田改果園后，土壤氧化還原狀況發生改變，大量的土壤有機碳被氧化，以CO2的形式釋放到大氣中，增加了溫室氣體CO2的排放。

有研究表明，水田改玉米地后表層土壤（0～15 cm）有機碳損失率為 1.9 t·hm-2·a-1[30]。依據單正軍等[31]和中國科學院南京土壤研究所土壤分類課題組等[32]相關方法估算溫室氣體排放，根據土壤有機碳的剖面分布特征，分層計算土壤有機碳損失量的計算公式為：

式中：0.58為土壤有機碳與土壤有機質的轉換系數；C 為土壤有機碳密度，kg·m-2；H 為土層厚度，m；B 為土壤容重，g·m-3；O為有機質含量，g·kg-1（表3）。依據上述計算方法，將各土層有機碳相加，即為一定深度土壤中有機碳總量。水田和20年果園土壤1 m以內土體有機碳總量的差值，即為土地利用方式變化后1 m以內土體固定有機碳的減少量；計算結果顯示本研究中水田改桃園20年后，1 m內土體固碳量減少2.28 kg·m-2（22.8 t·hm-2）。

圖3 土壤微生物PLFAs圖譜Figure3 Atlas of soil microbial phospholipid fatty acids

水田在漬水嫌氣條件下，土壤有機態氮的礦化過程主要停留在氨化階段，以銨態氮形態積累，水田改果園后土壤硝化作用增強，由于被消耗而下降，該過程釋放出NO和N2O，造成氮素的損失，反應過程如下：→NH2OH→NO→。水田改果園后土壤有機質礦化釋放的大量氮素，隨水土流失或進入大氣，引起有機氮含量的下降，最終引起土壤全氮含量和供氮能力的降低[33]，并對大氣和水體造成重要影響。

4 結論

（1）水田改果園后，土壤含水量、有機質、全氮、堿解氮及微生物生物量碳氮等土壤理化指標和生物學指標隨著植樹年限的延長而顯著降低，并引起土壤酸化、土壤結構變差、碳匯作用減弱、土壤綜合肥力下降，從而對土壤的健康發展和可持續利用產生不利影響。

（2）土壤微生物群落結構不僅受土壤環境因子變化影響，而且能夠對土壤環境產生重要影響。供試土壤環境因子的改變是引起土壤微生物群落結構變化的主要原因。水田改果園后，土壤微生物磷脂脂肪酸總量和各類土壤微生物數量減少，微生物群落結構發生顯著改變，土壤生態功能減弱。

（3）水田改果園后，土壤形態、肥力及微生物特性發生顯著變化，土壤生態環境發生改變，并對周邊水體和大氣環境造成一定影響。

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