中國水稻土酸化時空變化特征及其對氮素盈余的響應

葉英聰 孫 波 劉紹貴 李文西 楊 帆

(1.中國科學院南京土壤研究所土壤與農業可持續發展國家重點實驗室， 南京 210008；2.揚州市耕地質量保護站， 揚州 225101； 3.農業農村部耕地質量監測保護中心， 北京 100125)

0 引言

土壤酸度是農田土壤肥力的重要參數之一[1]，其動態變化影響土壤的微生物活動、養分在土壤中的分解與轉化及元素在土壤-作物之間的遷移，進而影響作物生長、作物產量和品質等[2- 3]。土壤酸化是指土壤pH值下降，人為耕作的土壤在自然風化、酸沉降[4]、人為施肥耕種過程[5]的外源或內源質子作用下，土壤交換性氫離子或鋁離子增加、交換性鹽基離子(鈣、鎂、鉀、鈉)淋失[6]。耕地土壤酸化，特別是形成強酸性或極強酸性土壤時，將導致土壤保水保肥能力下降，化肥利用率降低，從而威脅大氣和水體環境[7]。此外，還將導致土壤鋁毒增加，作物根系發育遲緩[8]；土壤結構和養分供應能力下降，團粒破壞、土壤板結，參與碳、氮、磷轉化的微生物活性下降[9]；土壤重金屬傳染、污染風險增加[10]；作物營養吸收不足，果實產量低、品質差[11]。

自然條件下的土壤酸化是一個較為緩慢的過程[6]。近幾十年來，高強度的人為活動加速了土壤酸化進程。國內外學者從國家尺度和區域尺度研究分析了長時間人為活動下的土壤酸化情況[12-16]。

水稻土是一種獨特的土壤類型，它是在種植水稻的耕作制度下，土壤經常處于淹水還原、排水氧化、水耕粘閉，以及大量施用有機肥料等頻繁的人為管理措施影響下形成的，是中國重要的耕地資源，也是面積最大、分布最廣的耕地土壤類型[17]。受城鎮化進程中建設用地擴張、占用耕地和種植結構調整的影響，中國水稻土面積從全國第二次土壤普查時期的2.97×107hm2[18]減少至2017年的2.17×107hm2。2017年，中國水稻播種面積為3.07×107hm2，占糧食作物播種面積的26.06%，其產量占全國糧食總產量的32.15%[19]。長期的高化肥投入造成了水稻土酸化、保水保肥能力差、有機質下降、土壤板結等水稻土肥力退化問題，也引發了地表水富營養化、地下水硝酸鹽積累和溫室氣體排放增加等生態問題[20-23]。維持水稻土生產力的穩定輸出對我國糧食安全和生態環境至關重要。前人研究大多集中在水稻土質量監測點長時間的pH值變化分析和省級尺度上的水稻土pH值空間分布研究方面，從全國尺度上研究長時間人為耕作下水稻土pH值空間分布和水稻土酸化速率、量化氮素盈余與水稻土pH值的關系，有利于根據水稻受土壤酸脅迫程度和水稻土酸化風險程度制定水稻土pH值調控措施，從而降低氮素盈余帶來的環境污染風險。

本研究利用1979—1985年中國第二次土壤普查數據，同時收集2015—2017年全國水稻土質量等級調查點數據，構建了1979—1985年和2015—2017年兩個時期的水稻土pH值數據庫，并結合2005—2015年全國測土配方施肥數據，利用GIS空間分析方法，對比分析1979—2017年中國水稻土pH值空間分布變化和水稻土酸化速率，研究氮肥投入和土壤理化性質變化量與水稻土酸化速率的相關性，量化2015—2017年氮素盈余量與水稻土pH值變化量的關系，探究氮素盈余導致的潛在環境污染風險，為制定區域性水稻土酸化治理策略提供參考。

1 材料與方法

以水稻種植集中區為研究對象，依據GB/T 33469—2016《耕地質量等級》將研究區域分為4個區(圖1)。其中，Ⅰ為東北區，包括黑龍江省、遼寧省、吉林省全部和內蒙古自治區東北部4個省(自治區)；Ⅱ為長江中下游區，包括河南省南部及安徽省、湖北省、湖南省大部，上海市、江蘇省、浙江省、江西省全部，福建省、廣西壯族自治區、廣東省北部，共11個省(市、自治區)；Ⅲ為西南區，包括重慶市與貴州省全部、甘肅省東南部、陜西省南部、湖北省與湖南省西部、云南省和四川省大部以及廣西壯族自治區北部9個省(市、自治區)；Ⅳ為華南區，包括海南省全部、廣東省與福建省中南部、廣西壯族自治區與云南省中南部5個省(自治區)。

1.1 數據來源

水稻土數據主要包括1979—1985年和2015—2017年兩個時期。其中，1979—1985年的數據主要來源于全國第二次土壤普查數據(國家科技資源共享服務平臺-國家地球系統科學數據中心-土壤分中心，http:∥soil.geodata.cn)，數據包括全國第二次土壤普查水稻土剖面樣點的理化性質(土壤pH值、有機質含量(質量比)、耕層厚度、土壤容重和交換性鹽基離子總量等)和中國土壤pH值空間分布圖(空間分辨率為1 km×1 km)；2015—2017年的數據來源于農業農村部耕地質量監測保護中心，2017年4個水稻土分布區耕地質量監測部分根據《農業部辦公廳關于做好耕地質量等級調查評價工作的通知》(農辦農〔2017〕18號)的要求，共采集了58 727個水稻土質量等級調查點的土壤理化性質數據(土壤pH值、有效土層厚度、有機質含量、耕層質地、土壤容重、質地構型、土壤養分狀況等)，其中東北區點位為1 365個，長江中下游區點位為34 593個，華南區點位為11 974個，西南區點位為10 795個。

此外，1979—1985年水稻土樣點施肥數據來源于土壤樣點采集地的省級統計年鑒(1990年)；2015—2017年水稻土樣點施肥和水稻產量數據來源于全國測土配方施肥數據庫(2005—2015年)，該數據庫記錄了2005—2015年間全國27 153次水稻“3414”試驗結果，包括不同處理下水稻氮肥投入量，籽粒、莖稈的產量和氮素吸收量。

1.2 研究方法

1.2.1水稻土pH值分級

鋁毒是酸性土壤中水稻生長最重要的限制因子，對水稻根系的抑制作用明顯，土壤pH值降低將導致土壤交換性酸、鋁增加，加劇鋁毒[6,8]，對水稻土脅迫程度加劇。考慮土壤酸化對水稻的脅迫程度和長期施肥下水稻土酸化的風險程度，結合兩個時期水稻土樣點pH值范圍，將水稻土pH值分為4個等級：強酸性水稻土(pH值小于等于5.5)、酸性水稻土(pH值大于5.5、小于等于6.5)、中性水稻土(pH值大于6.5、小于等于7.5)和堿性水稻土(pH值大于7.5、小于等于8.5)。

1.2.2水稻土酸化特征分析

酸化特征分析包括兩個時期水稻土pH值空間分布對比和水稻土酸化速率分析。

(1)水稻土pH值空間分布

基于2015—2017年4個區的水稻土質量等級調查點pH值，利用Arcgis 10.2軟件中 “Spatial Analyst”模塊，采用空間插值(Inverse distance weighted,IDW)方法進行空間插值，得到2015—2017年水稻土pH值空間分布數據；基于第二次土壤普查土壤類型圖和中國土壤pH值空間分布圖(采用土壤類型法得到)，利用Arcgis 10.2軟件中“clip”模塊，提取出1979—1985年水稻土pH值空間分布數據；對比兩個時期水稻土pH值空間分布數據，分析4個區不同水稻土pH值分級的空間分布與面積變化。

(2)水稻土酸化速率

基于2015—2017年4個區的水稻土質量等級調查點pH值與全國第二次土壤普查pH值空間分布，利用Arcgis 10.2軟件中“Spatial Join”工具，獲取2015—2017年水稻土質量等級調查點在全國第二次土壤普查時的pH值。水稻土酸化速率[1]的計算式為

SAR=(pH1980s-pH2010s)/(T2010s-T1980s)

(1)

式中SAR——水稻土酸化速率，a-1

pH1980s——1979—1985年土壤普查點位pH值

pH2010s——2015—2017年水稻土質量等級調查點pH值

T1980s——1979—1985年水稻土質量等級調查點采集時間，a

T2010s——2015—2017年土壤普查水稻土采樣時間，a

1.2.3集成推進樹算法

集成推進樹算法(Aggregated boosted trees， ABT)是一種基于決策樹的機器學習方法，目的是實現準確的預測和解釋，與傳統的線性相關和多元線性回歸方法相比，ABT更擅長處理非線性和交互作用[24]。ABT可量化多個變量對因變量變化的相對貢獻率[25]。

兩個時期水稻土樣點數差異較大且可獲取的土壤樣點理化性質不統一，以1979—1985年水稻土樣點空間位置為基礎，計算520個水稻土樣點在兩個時期的氮肥投入變化量和共有的土壤理化性質變化量，并采用ABT方法量化氮肥投入變化量和土壤理化性質變化量對水稻土酸化速率的相對貢獻率。相關計算式為

N=N2010s-N1980s

(2)

S=S2010s-S1980s

(3)

B=B2010s-B1980s

(4)

P=P2010s-P1980s

(5)

式中N——氮肥(折純)投入變化量，kg/m2

N2010s——2015—2017年水稻土氮肥(折純)投入量，kg/m2

N1980s——1979—1985年水稻土氮肥(折純)投入量，kg/m2

S——水稻土樣點有機質含量變化量，g/kg

S2010s——2015—2017年水稻土樣點有機質含量，g/kg

S1980s——1979—1985年水稻土樣點有機質含量，g/kg

B——水稻土樣點土壤容重變化量，g/cm3

B2010s——2015—2017年水稻土樣點土壤容重，g/cm3

B1980s——1979—1985年水稻土樣點土壤容重，g/cm3

P——水稻土樣點耕層厚度變化量，cm

P2010s——2015—2017年水稻土樣點耕層厚度，cm

P1980s——1979—1985年水稻土樣點耕層厚度，cm

1.2.4水稻土氮素盈余分析

土壤界面中的氮素平衡是將土壤作為一個黑箱，記錄氮素從土壤界面的輸入和輸出量[26]。土壤界面的氮素輸入包括化肥氮肥投入、有機肥投入、農田生物固氮、作物留茬、大氣中氮沉降、種子帶入農田的氮和灌溉水帶入農田的氮；氮輸出主要是作物吸收農田的氮。

本研究以水稻土為研究對象，種子帶入農田的氮和灌溉水帶入農田的氮相對于施肥帶入的氮量可以忽略不計[27]，同時施肥量數據來源于2005—2015年全國測土配方施肥數據，肥料投入量以化肥為主。因缺乏農田生物固氮量和大氣中氮沉降量，本研究簡化了水稻土氮素盈余量，計算公式為

Nsur=Nfer-Nhar

(6)

式中Nsur——氮素盈余量，kg/m2

Nfer——化肥(折純)投入量，kg/m2

Nhar——水稻中籽粒和莖稈氮素吸收量，kg/m2

2015—2017年全國水稻土耕地質量等級調查點數據庫包括水稻土調查點位的土壤pH值、主栽作物、熟制和糧食產量等屬性；2005—2015年全國測土配方施肥數據庫包括不同施肥處理下的氮肥投入量、水稻籽粒產量、莖稈產量、籽粒氮素吸收量和莖稈氮素吸收量。利用數據分析得到全國以省為單位的水稻(早稻、雙季稻、晚稻)谷草比、籽粒氮素吸收量和莖稈氮素吸收量統計數據；在2015—2017年水稻土耕地質量等級數據點數據中，在Arcgis 10.2軟件中利用“Spatial Join”工具鏈接測土配方施肥中的氮肥投入量和水稻氮素吸收量數據，計算2015—2017年水稻土的氮素盈余量。

2 結果與分析

2.1 水稻土pH值時空分析

2.1.1水稻土pH值統計分析

1979—1985年水稻土調查點位平均pH值為6.17，標準差為1.12，變異系數為18.15%。在采集的520個調查樣點中，土壤pH值處于4.5～8.5之間。其中強酸性土樣占總土樣個數的31.54%；酸性土樣占34.62%；中性土樣占20.19%；堿性土樣占13.65%(圖2a)。

2015—2017年水稻土質量等級調查點位平均pH值為6.09，標準差為0.71，變異系數為11.73%。在采集的58 727個調查點土樣中，土壤pH值處于3.4～8.5之間。其中強酸性土樣占總土樣個數的26.29%；酸性土樣占52.81%；中性土樣占16.15%；堿性土樣占4.75%(圖2b)。

2.1.2水稻土pH值時空分布

1979—1985年水稻土pH值空間分布主要以酸性水稻土為主(圖2c)。東北區中部為酸性水稻土，東南部為堿性水稻土；長江中下游區除東北部為中性水稻土外，其余部分以酸性水稻土為主；西南區和華南區以酸性水稻土為主。

對比分析兩個時期水稻土pH值空間分布變化情況(圖2c、2d)：東北區中部、長江中下游區中部和南部、華南區中部和南部土壤酸脅迫程度加劇，從酸性水稻土變為強酸性水稻土；西南區西南部土壤酸脅迫程度降低，從酸性水稻土變為中性水稻土。

對比分析兩個時期區域水稻土平均pH值(圖3，黑點代表水稻土圖斑的pH值)，整體來說，全國水稻土平均pH值由6.03降到5.77，下降了0.26。區域上，東北區、長江中下游區和華南區水稻土平均pH值分別由6.41、5.99和5.93下降到6.07、5.70和5.35，分別下降了0.34、0.29和0.58，西南區水稻土平均pH值由6.15上升到6.29，上升了0.14。

1979—1985年水稻土面積為297 180.51 km2，2015—2017年水稻土面積為217 485.86 km2，面積減少了79 694.65 km2(表1)。1979—2017年，全國尺度上強酸性水稻土面積增加28 225.62 km2，面積比例增加16.90個百分點；中性水稻土面積增加23 093.37 km2，面積比例增加13.11個百分點；酸性水稻土面積減少140 657.87 km2，面積比例減少35.33個百分點。

表1 不同時期不同pH值分級的水稻土面積Tab.1 Area of different pH value classifications in different periods km2

1979—2017年，東北區強酸性水稻土面積增加287.91 km2，面積比例增加6.09個百分點；中性水稻土面積增加1 169.06 km2，面積比例增加31.47個百分點；酸性水稻土面積減少7 325.59 km2，面積比例減少31.28個百分點。長江中下游區強酸性水稻土面積增加14 653.16 km2，面積比例增加16.08個百分點；中性水稻土面積增加9 265.33 km2，面積比例增加11.44個百分點；酸性水稻土面積減少9 173.22 km2，面積比例減少36.04個百分點。西南區強酸性水稻土面積增加599.57 km2，面積比例增加1.47個百分點；中性水稻土面積增加10 760.09 km2，面積比例增加22.21個百分點；酸性水稻土面積減少15 209.09 km2，面積比例減少29.19個百分點。華南區強酸性水稻土面積增加12 684.98 km2，面積比例增加39.13個百分點；中性水稻土面積增加1 898.90 km2，面積比例增加5.27個百分點；酸性水稻土面積減少26 391.98 km2，面積比例減少41.21個百分點。

研究結果表明，區域尺度上強酸性水稻土面積均有增加，面積增長從大到小依次為華南區、長江中下游區、西南區、東北區，這與前期學者的研究結論一致，如王寅等[15]對吉林省農田土壤酸化的研究、李偉峰等[14]對江西省農田土壤的酸化趨勢研究、郭治興等[28]對廣東省水稻土酸化研究和楊艷[29]對成都平原土壤酸度特征的研究。

2.2 水稻土酸化速率分析

由表2可知，酸性水稻土、中性水稻土和堿性水稻土都呈現了明顯的酸化趨勢，堿性水稻土的酸化速率最大。區域尺度上，水稻土酸化速率從大到小依次為東北區、華南區、長江中下游區、西南區。

表2 不同pH值分級和不同區域的水稻土酸化速率Tab.2 Paddy soil acidification rates of different pH value classifications and regions a-1

表2表明，中性或堿性水稻土的酸化速率顯著大于酸性和強酸性水稻土，研究結果與楊艷[29]對成都平原的土壤酸化速率分析結果一致，即酸性較強的土壤平均酸化速率較小，而中性或堿性土壤的平均酸化速率較大。同時，全國第二次土壤普查的數據結果顯示強酸性水稻土的母質以紅砂巖、第四紀紅土、板頁巖為主，中性水稻土的母質以河流沖擊物為主[18]，中性水稻土的酸化速率大于酸性水稻土，這與唐賢等[30]的研究結果(紅砂巖母質發育的水稻土酸緩沖能力比河流沖積物母質強)一致。此外，全國第二次土壤普查結果顯示酸性水稻土的母質為洪積物和原黃壤，堿性水稻土的母質以紫色巖、石灰巖為主[18]。ULRICH[31]將土壤酸堿緩沖體系劃分為碳酸鹽區(pH值大于等于6.2、小于等于8.6)，主要緩沖物質是碳酸鈣；硅酸鹽區(pH值大于5.0)，硅酸鹽礦物風化對酸起緩沖作用；陽離子交換緩沖區(pH值大于等于4.2、小于等于5.0)，通過陽離子交換反應緩沖外來酸；鋁緩沖區(pH值小于4.2)，鋁的氧化物和羥基化合物的溶解中和H+；鐵緩沖區(pH值小于3.2)，主要緩沖物質是氧化鐵。母質可通過影響土壤的酸堿緩沖容量，進而影響土壤的酸化進程[32]。相對于酸性水稻土的酸化，堿性水稻土的酸化速率大且分布在中國中部和東北區，應采取合理的措施降低其酸化速率。

2.3 氮肥投入變化量及土壤理化性質與水稻土酸化速率的相關性

集成推進樹算法結果表明兩個時期水稻土氮肥投入量變化量、有機質含量變化量、土壤容重變化量和耕層厚度變化量對水稻土酸化速率變化的相對貢獻率分別為32.77%、29.95%、27.17%和10.11%。全國和分區域結果均表明，氮肥投入變化量對水稻土酸化速率的貢獻率最大。

由圖4(圖中***表示差異極顯著(p<0.001),**表示差異較顯著(p<0.01)，*表示差異顯著(p<0.05)，陰影部分表示95%的置信區間，下同)可知，全國尺度上，氮肥投入變化量與水稻土酸化速率存在極顯著的正相關關系(p<0.001)(圖4a)，即39年間氮肥投入量增加，水稻土酸化速率提高；兩者在4個區域上呈現相同的規律(圖4b～4e)。全國尺度上，有機質含量變化量與水稻土酸化速率存在極顯著的負相關關系(p<0.001)(圖4a)，即39年間水稻土有機質含量降低，水稻土酸化速率提高；兩者在4個區域上存在相同的規律(圖4b～4e)。全國尺度上，土壤容重變化量與水稻土酸化速率存在極顯著的正相關關系(p<0.001)(圖4a)，即39年間水稻土土壤容重增加，水稻土酸化速率提高；東北區、西南區和華南區土壤容重變化量與水稻土酸化速率無顯著相關關系，長江中下游區土壤容重變化量與水稻土酸化速率存在極顯著的正相關關系(圖4b～4e)。全國尺度上，耕層厚度變化量與水稻土酸化速率存在顯著的負相關關系(p<0.05)(圖4a)，即39年間水稻土耕層厚度降低，水稻土酸化速率提高；東北區和西南區耕層厚度變化量與水稻土酸化速率存在顯著的負相關關系，長江中下游區和華南區耕層厚度變化量與水稻土酸化速率無顯著相關關系(圖4b～4e)。

2.4 氮素盈余量與水稻土pH變化量的關系

利用式(6)計算2015—2017年水稻土氮素盈余量并與水稻土pH值變化量進行線性擬合(圖5)，水稻土pH值變化量為水稻土樣點2017年的pH值減去2015年的pH值。全國尺度上，隨著氮素盈余量增加，水稻土pH值變化量呈極顯著下降趨勢(斜率為-0.162 1，p<0.001，圖5a)，即氮素盈余量增加將造成水稻土酸化加強。區域尺度上，東北區、西南區、長江中游區、長江下游區和華南區的擬合結果表明，氮素盈余量上升，水稻土pH值變化量下降，斜率分別為-0.933 6(p<0.001，圖5b)、-0.834 1(p<0.001，圖5e)、-0.339 6(p<0.001，圖5c)、-0.084 2(p<0.05，圖5d)和-0.066 0(圖5f)。

盈余的氮素主要通過氨揮發、反硝化、N2O排放和硝酸鹽淋洗等方式污染大氣和水體[22]。本研究的氮素盈余計算中，因缺乏酸沉降數據，估計的氮素盈余量低于實際值，尤其是強酸性水稻土。研究表明，中國是酸沉降較為嚴重的國家之一，而且酸沉降的分布區域主要在長江以南、四川省、貴州省和廣西壯族自治區等地區[38-39]，本研究中強酸性水稻土主要分布在長江中游區、華南區中部和西南區中部，與酸沉降的集中區重疊。近幾十年來能源生產以煤炭為主，及日益增長的汽車尾氣排放與工業廢氣排放，是酸沉降的主要來源[40]。YU等[41]研究表明，1980—2014年，中國酸雨平均pH值從4.59上升到4.70，大氣中年均硫沉降從40.54 kg/hm2下降到34.87 kg/hm2；氮沉降卻呈現上升趨勢，從4.44 kg/hm2上升到7.73 kg/hm2。綜合來說，由過量的氮肥投入引起的氮素盈余增加，將降低水稻土pH值，導致土壤中鉀、鈣、鎂等營養物質逐漸被淋失，土壤變貧瘠的同時鋁、鐵等金屬的活性增加，對植物生長產生毒害，抑制植物生長[30]，同時對大氣環境和水環境造成威脅。

2.5 水稻土分區治理措施

結合39年間水稻土pH值空間分布變化、水稻土酸化速率統計分析結果和2015—2017年氮素盈余量與水稻土pH值變化量的關系，根據區域內不同pH值分級水稻土面積比例，將水稻土治理分區分為3類，總的治理策略為“治酸、防酸、控酸”。

治理區域1包括西南區中、南部，長江中游區中、南部和華南區全部，該區域以強酸性水稻土為主(圖6)，且西南區和長江中游區氮素盈余量與水稻土pH值變化量呈極顯著的負相關關系(圖5c、5e)。治理策略為“治酸”，目標為水稻土pH值提升和降低水稻土酸化風險。治理措施為：①施用農用石灰質物質[6]，提升水稻土pH值至5.5以上。②采用測土配方平衡施肥[42]，減少區域內水稻田的氮肥投入量，尤其是在廣東省、海南省和福建省等氮肥高施用區域[43]，從而降低氮素盈余量。③增施有機肥[44]和種植綠肥[45]，提高土壤有機質含量，增強水稻土的酸緩沖能力。

治理區域2包括西南區北部和長江下游區，該區域以中性水稻土和酸性水稻土為主(圖6)，長江下游區(江蘇省、上海市和浙江省)長期存在氮肥過量施用[44,46]，是氮素盈余量高的區域[47]。治理策略為“防酸”，目標為維持水稻土pH值和阻控水稻土酸化。治理措施為：①采用測土配方平衡施肥[42]，減少區域內尤其是長江下游區的水稻土氮肥投入量從而降低氮素盈余量。②推廣水稻秸稈腐熟還田[48]和種植綠肥技術，提高水稻土的酸緩沖能力。③結合少量施用石灰質物質(如每3年施用生石灰粉0.6 t/hm2)以及施用堿性肥料(如鈣鎂磷肥)措施，控制土壤酸化。

治理區域3包括東北區全部，該區域以堿性水稻土和中性水稻土為主(圖6)，且氮素盈余量與水稻土pH值變化量呈顯著的負相關關系(圖5b)。治理策略為“控酸”，目標為適當降低水稻土酸化速率。治理措施為：①采用測土配方平衡施肥[42]，尤其是在氮肥高施用區域(遼寧省)[43]，降低氮素盈余量。②推廣水稻秸稈粉碎翻耕或旋耕還田[48]，提高水稻土的酸緩沖能力。

3 結束語

對比分析了1979—2017年，39年間水稻土pH值的空間分布變化和酸化速率，以及氮肥投入變化量和土壤理化性質與水稻土酸化速率的相關性，同時分析2015—2017年氮素盈余量與水稻土pH值變化量的關系。結果表明，1979—2017年，中國水稻土pH值平均下降了0.26，強酸性水稻土面積增加28 225.62 km2，主要分布在華南區和長江中下游區；39年間，水稻土酸化速率從大到小依次為堿性水稻土、中性水稻土、酸性水稻土、強酸性水稻土，區域上水稻土酸化速率從大到小依次為東北區、華南區、長江中下游區、西南區；39年間，氮肥投入量和土壤容重的變化量與水稻土酸化速率存在極顯著的正相關關系，有機質含量和耕層厚度的變化量與水稻土酸化速率存在極顯著的負相關關系；2015—2017年，氮素盈余量與水稻土pH值變化量呈顯著的負相關關系，氮素盈余量增加會造成水稻土酸化加劇。應結合區域水稻土pH值空間分布及水稻土酸化速率特征，完善并實施區域性水稻土治理措施，保障水稻土重要的生態和糧食安全功能的發揮。