水旱轮作对土壤pH、有机质和重金属含量的影响

摘要：在水旱轮作模式下分水作和旱作2次采样分析了土壤pH、有机质含量及重金属污染物的分布变化规律。结果表明，水旱轮作情形下，水作pH、有机质含量比旱作整体偏高，偏高点位占比分别为85.7%、76.2%；重金属砷、铅、铜、镍、锌含量旱作比水作高，偏高的点位占比分别为61.9%、88.1%、64.3%、76.2%、69.0%，仅铬含量水作比旱作高，偏高的点位占比为71.4%。与旱作相比，水作pH中位值高0.55，增幅为8.0%，有机质含量中位值高9.6 g/kg，增幅为35.6%，砷、铅、铜、镍和锌含量中位值分别下降8.2%、9.2%、11.7%、7.8%、4.8%，而铬含量中位值则增加了14.3%。

关键词：土壤；水旱轮作；农用地；环境监测；pH；有机质；重金属

中图分类号：X833 文献标识码：A

文章编号：0439-8114（2024）10-0018-06

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2024.10.004 开放科学（资源服务）标识码（OSID）：

Abstract： The distribution changes of soil pH， organic matter content and heavy metal pollutants in paddy fields and dry fields under the paddy-upland rotation were studied. The results showed that the pH and organic matter content in paddy fields were generally higher than those in dry fields， accounting for 85.7% and 76.2% respectively. The contents of heavy metals such as As， Pb， Cu， Ni and Zn were higher in dry fields than in paddy fields， accounting for 61.9%， 88.1%， 64.3%， 76.2% and 69.0%， respectively. Only Cr content was higher in paddy fields than in dry fields， accounting for 71.4%. Compared with dry fields， the soil pH median value in paddy fields had increased by 0.55， with an increase of 8.0%， the soil organic matter median content in paddy fields had increased by 9.6 g/kg， with an increase of 35.6%， and the median content of As， Pb， Cu， Ni and Zn in paddy fields had decreased respectively 8.2%， 9.2%， 11.7%， 7.8% and 4.8%， while Cr median content increased by 14.3%.

Key words： soil； paddy-upland rotation； agricultural land； environmental monitoring； pH； organic matter； heavy metal

水旱轮作是指在同一农田上，按季节交替循环有序种植水稻和旱地作物（如小麦、油菜等）的种植模式，其中小麦-水稻和油菜-水稻轮作模式应用最为广泛。中国水旱轮作的稻田面积已达1 400万hm2，占全国稻田总面积的35%左右。水旱轮作模式主要分布于长江流域，以小麦-水稻和油菜-水稻轮作模式为主［1］，目前上海市稻区主要以单季稻-冬闲或水稻-小麦（油菜）轮作模式为主。由于长期连作导致土壤生态环境失衡、生态恶化，有研究表明，稻田水旱轮作是克服水稻连作障碍的有效途径［2，3］，但近年来这一体系也面临着生产力下降或徘徊不前、养分管理不合理及环境污染严重等问题［4］。

水旱轮作方面的研究集中在土壤肥力、土壤理化性质、土壤重金属形态及生物有效性、土壤微生物群落等方面，一般是对不同耕作方式间引起的差异进行研究。史琼彬等［5］的研究结果表明，常规平作下有机质含量高于水旱轮作，免耕和长期淹水能降低有机质的矿化速度，耕作方式对土壤重金属含量的影响不显著。徐媛等［6］指出，水旱轮作各土层有机质含量高于旱作土壤，其中0～10 cm高出21%，可能与水作条件下植物残体分解变慢腐殖化程度增加有关。王昌全等［7］研究了水稻-小麦轮作下水稻土重金属形态特征及其生物有效性，统计分析了各形态含量的分配顺序和累积影响效应。常同举等［8］指出耕作方式是影响土壤重金属含量、有效性和垂直分布的重要因素，水旱轮作下土壤pH和有机质含量较其他方式降低，铜、锌、铅和镉总量在不同耕作方式间差异不显著。

水旱轮作模式下干湿交替的过程可能会影响土壤理化性质，短期内可能影响重金属形态和植物的吸收，长期则可能影响重金属总量［9］，而环境监测领域更多关注于污染物总量的限制。农用地环境质量标准中污染物限值也按用地类型作了划分，从侧面说明了用地类型引起的差异存在。本试验研究了水旱轮作下水作和旱作土壤理化性质及重金属浓度的差异，对优化农用地土壤环境质量监测具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 布点

布点时采取随机和等量原则，采用系统随机布点法并辅助专业判断，选取上海市代表性的农田地块。根据土壤类型，将整个上海市区域分成10 km×10 km网格，根据卫星图及历史采样信息，判断该地块农用地利用情况，选取水旱轮作地，共计布设点位42个，研究区域点位分布见图1。

1.2 样品采集

农田土壤环境监测采集耕作层0～20 cm土壤，分2个时间段，分别在水作期（7—9月）和旱作期（2—4月）采集土壤样品，考虑到水作淹水土壤性质存在物理化学平衡的过程，因此水田样品采集时间控制在孕穗期至灌浆期。利用点位卫星图件到达目标点位大致范围后，利用手持GPS确认预设采样点坐标，采样位置应在目标点位10 m之内，且应观察、优选符合代表性土壤要求的位置。做好采样记录，在手机卫星图上对该点位做好标记，方便下次精准定位同一点位采集样品，减小同一点位位置差异。

1.3 试验分析与数据处理

采集后的样品风干后制样，土壤重金属的测定采用便携式X射线荧光光谱仪（以下简称PXRF），设备型号XOS HD Rocksand。采用PXRF测量时，样品粒径统一为0.15 mm，样品装入专用样品杯至深度约2/3处，杯口覆上麦拉膜并套上样品环，防止样品倒置测量时洒出或沾染，测试前倒置样品杯缓慢摇动，使样品均匀分布在测量面上。农用地土壤中金属镉、汞的自然含量太低，大多数样本低于仪器检出限。对于砷、铅、铬、铜、镍和锌6种重金属，采用PXRF对国标土壤样品GSS18进行12次测定，相对标准偏差分别为4.4%、1.8%、5.1%、4.4%、4.8%和1.2%，测定平均值与标准值相对误差分别为1.6%、-4.2%、2.7%、2.6%、4.4%和-1.0%，分析性能优，PXRF测定值与实验室测定值有良好的相关性［10］。土壤pH和有机质含量的测定采用NY/T 1121.2—2006方法。数据的统计分析采用Excel2013、SPSS软件，研究区域及点位分布图采用ArcGIS软件绘制，频次分布图和散点图采用Origin2017软件绘制。

2 结果与分析

2.1 水旱轮作对pH的影响

水作土壤pH范围为5.74～8.56，中位值为7.42，变异系数为10.1%；旱作土壤pH范围为5.08～8.64，中位值为6.87，变异系数为12.6%；旱作pH比水作数据离散程度高。统计检验表明，pH频率分布具有明显的正态分布特性。频数分布（图2a）表明，水作土壤pH主要分布在6.0～8.5，点位占比为95.2%；旱作土壤pH主要分布在5.5～8.0，点位占比为88.1%。水作土壤pH频数峰值出现在8.0～8.5，频数13，占比为30.9%；旱作土壤pH频数峰值出现在7.5～8.0，频数9，点位占比为21.4%。土壤pH条件是影响土壤中重金属活性的首要因子，土壤pH越低，重金属活性越强，越容易被农作物吸收，尤其是在pH 5.5以下的土壤中活性强，而在pH 5.5以上的土壤中活性明显下降，为此，现行农用地污染风险管控标准将pH划分为4 档（pH≤5.5、5.5<pH≤6.5、6.5<pH≤7.5、pH>7.5）分别规定限值。水旱轮作模式下水作和旱作各点位土壤pH在该4档下占比分别为0和4.8%、14.3%和30.9%、33.3%和35.7%、52.4%和28.6%，在pH≤6.5的偏酸性条件下，旱作占比为35.7%，高于水作的14.3%，在pH>7.5的偏碱性环境下水作占比为52.4%，高出旱作23.8个百分点，而不同pH将直接决定评价标准值的选定进而影响土壤环境质量的评价。

为研究水旱轮作下土壤pH差异，对42个点位按点位序号绘制散点图，结果如图2b所示。结合图2并通过计算同一点位水作与旱作土壤pH的差值发现，差值范围为-0.51～1.61，差值为正的比例为85.7%，差值中位值为0.56，说明在水作下pH较旱作整体偏高，这与图2b大部分水作pH落点在旱作之上的直观观察结果一致。水作土壤pH中位值较旱作高0.55，增幅为8.0%。对水旱轮作下水作和旱作土壤pH测定值进行配对样本T检验和相关性分析，发现水作与旱作土壤pH呈极显著相关（P<0.01，n=42），相关系数为0.817，说明同一点位的酸碱度虽然因种植方式产生差异，但本底环境却基本相同。对水作与旱作土壤pH进行差异检验，呈显著性差异（P<0.01，n=42），说明在水旱轮作模式下，可能因为灌水及氧化还原条件等不同，给土壤理化环境带来了较大影响。

2.2 水旱轮作对土壤有机质含量的影响

土壤有机质是土壤组分，不仅是评价土壤肥力和质量的重要指标，也是影响重金属在土壤中赋存形态及迁移转化归趋的重要物质［5］。水作土壤有机质含量范围为9.8～69.5 g/kg，中位值为36.6 g/kg，变异系数为34.8%；旱作土壤有机质含量范围为10.6～48.3 g/kg，中位值为27.0 g/kg，变异系数为36.3%；旱作土壤有机质含量离散程度稍高于水作。统计检验表明，有机质含量频数分布具有明显的正态分布特性。频数分布（图3a）表明，水作土壤有机质含量主要分布在20～60 g/kg，旱作土壤有机质含量主要分布在10～40 g/kg，频数均为37，占比均为88.1%，水作土壤有机质含量整体上比旱作高。水作土壤有机质含量频数峰值出现在30～40 g/kg，频数为12，占比为28.6%；旱作土壤有机质含量频数峰值出现在20～30 g/kg，频数为16，占比为38.1%。

为研究水旱轮作下土壤有机质含量差异，对42个点位按点位序号绘制散点图，结果如图3b所示。结合图3并通过计算同一点位水作与旱作土壤有机质含量的差值发现，差值范围为-32.7～48.4 g/kg，差值为正的比例为76.2%，差值中位值为9.5 g/kg，说明在水作状态下有机质含量整体偏高，这与图3b上大部分水作有机质含量落点在旱作之上的直观观察结果一致。水作土壤有机质含量中位值较旱作增加了9.6 g/kg，增加了35.6%。土壤有机质是土壤肥力的重要指标，可影响土壤养分含量和生产力，改善土壤物理结构。杨小林等［11］的研究表明，有机质含量表现为水田>水旱轮作>旱地；李冬初等［12］的研究也表明水田有机质含量显著高于旱地。在旱季作物生长季节，良好的通气条件使土壤处于氧化状态，促进了土壤有机质矿化，也加速了土壤有机质的流失，这可能导致水作土壤有机质含量高于旱地。对水旱轮作下水作与旱作2个时期土壤有机质含量进行配对样本T检验和相关性分析，发现水作与旱作土壤有机质含量呈显著正相关（P<0.05，n=42），相关系数为0.311，说明尽管有机质含量的影响因素较多，但底质的同一性使水旱轮作模式并不能使有机质含量产生根本性差异。对水旱轮作土壤有机质含量进行差异检验，发现水作与旱作土壤有机质含量呈显著差异（P<0.01，n=42），说明农田可能进行了不同肥料施加等差异性措施，包括有机肥料的使用等增加农田肥力以及农作物秸秆是否还田等，影响了有机质的输入和产出，这在很大程度上改变了土壤有机质含量格局。

有研究表明，土壤酸碱度与有机质含量存在显著性相关［13］。土壤酸碱度对土壤微生物种类、种群结构以及微生物活性产生影响，土壤有机质含量对提升土壤缓冲性能，减少土壤pH波动具有重要作用。为研究水旱轮作下土壤酸碱度和有机质的相互作用，对水旱轮作模式下土壤pH与有机质含量进行了相关性分析，发现水作土壤pH与水作土壤有机质含量呈显著负相关，相关系数为-0.378（P<0.05，n=42），旱作则无显著相关关系。

2.3 水旱轮作对土壤重金属含量的影响

水旱轮作条件下，土壤各重金属含量分布情况详见表1。其中，水作和旱作土壤砷、镍、铬分布范围上下限差异不大，铅、铜、锌的上下限范围则相对较大，主要是个别点偏离较大导致。砷、铅、铬、铜、镍、锌水作时中位值分别为7.8、27.8、70.2、27.3、32.9、94.3 mg/kg，旱作时中位值分别为8.5、30.6、61.4、30.9、35.7、99.1 mg/kg，水作与旱作相比，重金属含量差异明显，砷、铅、铜、镍和锌含量分别下降了8.2%、9.2%、11.7%、7.8%、4.8%，而铬含量则增加了14.3%，增幅明显。水作土壤各重金属的变异系数均小于对应旱作，说明旱作时土壤重金属含量较水作离散，其中砷、铬和镍差异不大，铅和锌相差约10个百分点，铜差异最大，达23.6个百分点。统计检验表明，各重金属含量频数分布具有明显的正态分布特性。各重金属元素具体分布情况如图4所示，水旱轮作时各元素主要分布范围均有一定重叠，说明水旱轮作时重金属含量有一定的共同分布基础。

为进一步研究水旱轮作下各点位土壤重金属含量差异，对42个点位按序号绘制散点图，如图5所示，结果显示，除铬元素外，其他5种重金属元素整体上水作时比旱作时低。为了计算各点位水作和旱作土壤重金属含量的具体高低分布情况，计算水作和旱作测定值的差值，结果见表1，6种重金属中，砷、铅、铬、铜、镍、锌的水作与旱作测定值差值为正的比例分别为38.1%、11.9%、71.4%、35.7%、23.8%、31.0%，说明铬元素水作测定值比旱作高，除铬元素外，其他元素水作测定值均比旱作时低，这与图上直观观察结果一致，其中，出现旱作重金属测定值高于水作的概率从高到低的顺序依次为铅、镍、锌、铜和砷。

为研究水旱轮作下水作与旱作土壤各重金属元素的相关性和差异性，对水作与旱作土壤各重金属含量进行配对样本T检验和相关性分析，发现水作与旱作土壤各重金属元素呈极显著相关（P<0.01，n=42），相关系数和显著性检验结果如表2所示。其中铅、铜、锌3个元素的相关性系数较高，分别为0.859、0.822、0.851，说明水旱轮作虽然对三者有所影响，但仍然具有极强的关联性。对水旱轮作下水作与旱作土壤各重金属含量进行差异显著性检验，发现6种重金属水作与旱作间均呈显著差异（P<0.05，n=42），其中，铅、铬、铜、镍呈极显著差异（P<0.01，n=42）。这说明水旱轮作给不同重金属元素带来的影响不同，各种元素在水作和旱作不同的理化性质下具有不同的物理化学行为，直接影响到各元素的迁移和转换，进而直接影响其在土壤环境中的含量。

有研究指出旱作条件会增加土壤的氧化还原电位，土壤中的部分养分元素被氧化生成高价态的难溶性沉淀，该元素对植物的有效性降低［4］，可能导致水作时作物对重金属元素的吸收大于旱作，或者水田由于淋溶作用导致重金属元素向土壤下层迁移，因而水作时重金属含量比旱作整体略低。这与本研究结果大体一致，砷、铅、铜、镍和锌含量水作较旱作低，但铬含量在大多数样本中（71.4%）表现为水作含量高。旱作时作物秸秆等的还田可使农田土壤重金属含量大体持平不至于过度流失。

3 讨论

水旱轮作模式下，由于淹水导致土壤环境完全不同，使得水作和旱作的土壤理化性质和重金属含量产生了明显差异。pH、有机质含量水作比旱作时整体偏高，二者差值为正的点位占比分别为85.7%和76.2%，与旱作相比，水作pH中位值高0.55，增加了8.0%，有机质含量中位值高9.6 g/kg，增加了35.6%。水作pH>7.5的点位占比为52.4%，高出旱作23.8个百分点。水旱轮作下水作与旱作土壤pH、有机质含量均存在显著相关性和显著差异，说明轮作土地的本底环境基本相同，但种植模式的差异还是改变了土壤理化性质格局。

重金属砷、铅、铜、镍、锌含量旱作时比水作时高，点位占比分别为61.9%、88.1%、64.3%、76.2%、69.0%，仅铬在水作时较旱作高，占比为71.4%。与旱作相比，水作土壤砷、铅、铜、镍和锌含量的中位值分别低0.7、2.8、3.6、2.8、4.8 mg/kg，降幅分别为8.2%、9.2%、11.7%、7.8%、4.8%，而铬含量中位值则高8.8 mg/kg，增幅为14.3%。各重金属元素在轮作时主要分布范围均有一定重叠，说明水旱轮作时重金属含量有一定的共同分布基础。水旱轮作时水作与旱作土壤各重金属含量呈极显著相关，铅、铜、锌3个元素的相关系数较高，同时水作与旱作土壤各重金属含量存在显著差异，说明水旱差异的不同影响了各元素的物理化学行为和迁移分配。本研究仅指出水旱数据分布差异，并未详细研究淹水、旱地下土壤不同的物理化学特征及重金属赋存形态，未从深层次上寻找差异引起的原因，这是后续研究需要补足的地方。当然，关于重金属有效态等形态方面的研究在农业、矿区等土壤重金属污染区域较多，对于清洁土壤居多的地域研究较少，从环境监测的角度，元素总量的监测还是居于主导位置。

《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中筛选值按用地类型（水田与其他）进行区分，且对于水旱轮作地采用较严格的风险筛选值，这是否合理值得进一步探究。因为在轮作过程中重金属含量也是有差异趋向的，按现行标准直接选用从严标准，可能导致评价出的污染水平略高，评价趋于保守。本研究表明，砷、铬在水旱用地类型下测定值高低与标准中限值高低一致，但铅与标准值限值高低相反，而铜、镍、锌在国标中却没有水旱用地类型区分，而本研究中其值在水作下更低。标准制定的过程中也要综合考虑差异，制定更为契合实际污染水平的标准，而且在当前冬闲养田盛行的情况下，监测人员可能无法判别是否属于轮作，直接影响到了标准值的选用。

对于水旱轮作地的环境监测，应该合理选择采样时间，建议不同年份应统一采样时间，可以在同一时期采样，避免水旱轮作引起的差异，提升农田土壤历史监测数据的可比性。对于目前开始兴起的冬闲养田，部分区域的水田可能不再采用水旱轮作，采样人员在现场可能碰到无法判别是否属于水旱轮作的情形，将直接影响到后续土壤环境质量的评价。直接根据种植类型判断是属于水田还是旱地，进而选用相应标准是否更能准确反映农用地土壤的环境质量水平，还值得进一步研究。

4 小结

1）水旱轮作模式下水作与旱作土壤理化性质和重金属水平存在差异。水作土壤pH和有机质含量整体较旱作高，中位值分别高8.0%、35.6%。砷、铅、铜、镍和锌水作较旱作时稍低，中位值分别降低8.2%、9.2%、11.7%、7.8%、4.8%，仅铬含量水田高于旱地，中位值增加14.3%。本研究旨在揭示水作和旱地下的数据差异，指导监测时机的选择，增加历史监测数据的可比性。

2）对现行标准下水旱轮作地采用从严标准评价土壤环境质量，同一田块采样时间的选择可能会引起监测差异，导致水作时采样土壤环境质量评价趋于清洁，旱作时采样趋于污染水平略高。建议每年统一采样时间，环境质量标准直接按水旱实际用地类型划分。

参考文献：

［1］ 石孝均.水旱轮作体系中的养分循环特征［D］.北京：中国农业大学， 2003.2-4.

［2］ 王 超，熊 凡，卢 瑛，等.利用方式对珠江三角洲耕层土壤团聚体分布及碳氮磷化学计量特征的影响［J］.农业资源与环境学报，2021，38（3）：494-501.

［3］ 杨滨娟，孙 松，陈洪俊，等.稻田水旱轮作系统的能值分析和可持续性评价［J］.生态科学，2017，36（1）：123-131.

［4］ 范明生，江荣风，张福锁，等.水旱轮作系统作物养分管理策略［J］.应用生态学报，2008，19（2）：424-432.

［5］ 史琼彬，赵秀兰，常同举，等.耕作方式对紫色水稻土团聚体D8l60dmKIcr8Faf9W/eU4A==中有机质及重金属的分布特征影响［J］.环境科学，2016，37（5）：1923-1930.

［6］ 徐 媛，陶 笑，周增辉.设施内水旱轮作对土壤理化性质的影响［J］.江苏农业科学，2018，46（15）：254-257.

［7］ 王昌全，代天飞，李 冰，等.稻麦轮作下水稻土重金属形态特征及其生物有效性［J］.生态学报，2007，27（3）：889-897.

［8］ 常同举，崔孝强，阮 震，等.长期不同耕作方式对紫色水稻土重金属含量及有效性的影响［J］.环境科学，2014，35（6）：2381-2391.

［9］ 刘 毅.稻麦轮作下水稻土重金属形态特征及其生物有效性研究［D］.成都：四川农业大学，2008.

［10］ 朱梦杰.便携式XRF测定仪在土壤检测中的应用及其影响因素［J］.中国环境监测，2019，35（6）：129-137.

［11］ 杨小林，花可可，李义玲，等.紫色土区土壤质量敏感因子空间分异特征及其对土地利用方式变化的响应研究［J］.生态环境学报，2019，28（1）：29-38.

［12］ 李冬初，黄 晶，马常宝，等.中国农耕区土壤有机质含量及其与酸碱度和容重关系［J］.水土保持学报，2020，34（6）：252-258.

［13］ 戴万宏，黄 耀，武 丽，等.中国地带性土壤有机质含量与酸碱度的关系［J］.土壤学报，2009，46（5）：851-860.

收稿日期：2023-09-22

基金项目：上海市科委科技基金项目（19DZ1205303）

作者简介：邓 飞（1989-），男，湖北荆门人，工程师，硕士，主要从事土壤和地下水环境监测与评估研究，（电话）021-24011836（电子信箱）269123532@qq.com；通信作者，朱梦杰（1982-），男，高级工程师，主要从事土壤地下水环境监测与评估，（电子信箱）mjzhu@sthj.shanghai.gov.cn。