中国农田土壤的有效锌含量及影响因素分析

王子腾，耿元波，梁 涛

（1．中国科学院地理科学与资源研究所，北京 100101；2．中国科学院大学，北京 100049）

土壤中有效Zn 指的是分别用二乙三胺五醋酸即DTPA 和0.1mol/L 的HCl 溶液来提取石灰性土壤和酸性土壤中的Zn，提取的量即为土壤有效态Zn 的含量，可以反映土壤的供Zn 能力［1］，其含量状况对植物的生长发育具有重要作用，缺Zn 会导致植物的叶绿体合成受阻，光合速率下降［2-3］，影响农作物的产量与品质［4-5］，最终会对人类健康产生影响［6-7］。例如，缺Zn 会导致处于生长发育期的儿童营养不良，易患呆小症［8-9］；降低人体免疫力，使人体更易患病［10］；削弱人体的抗氧化胁迫能力［11］等。据报道，中国约有40%的土壤缺Zn［1］，加上农户对Zn 肥补施的关注度不高及农作物对土壤Zn 的持续吸收，打破了土壤Zn 的输入与输出平衡，加剧了土壤缺Zn 的状况。土壤中有效Zn 的含量受多种因素的影响，例如土壤理化性质、成土母质、土壤类型和土地利用方式等［12-14］。

目前有关土壤有效Zn 含量及其影响因素的研究已有报告［15-19］，但是研究区域比较小，多集中于某个地区、地级市、县级市或者是某个田间试验，对全国范围内土壤有效Zn 含量的分布及其影响因素的分析探讨还比较欠缺。本研究以国家生态系统观测研究网络科技资源服务系统的21 个农业生态站监测点的数据为基础，系统分析了中国土壤有效Zn 含量在全国范围内的分布及其在时间上的变化趋势，整理归纳了不同土类及土地利用方式下土壤有效Zn 含量差异。从而明确全国范围内土壤有效Zn 含量的分布情况，富Zn 和缺Zn 的土壤类型及土地利用方式，不同土壤理化指标对土壤Zn有效性的影响，最终为提高土壤有效Zn 含量，实现微量元素精准施肥，提升农作物产量与品质提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 数据来源

中国农田土壤有效Zn 含量数据来自国家生态系统观测研究网络科技资源服务系统的21 个农业生态站监测点［20］，分别为2005 年、2010 年和2015 年3 个时间段。其中，2005 年涵盖了17 个农业生态站的土壤有效Zn 含量数据（阿克苏站、环江站、千烟洲站和桃源站的数据缺失），合计86个采样点，除三江站和鹰潭站采用0.1mol/L 的HCl溶液浸提之外，其余站点均采用DTPA 浸提；2010年涵盖了20 个农业生态站的土壤有效Zn 含量数据（栾城站数据缺失），合计130 个采样点，均采用的是DTPA 浸提；2015 年只涵盖了4 个农业生态站的数据（包括策勒站、常熟站、拉萨站和三江站），合计22 个采样点，均采用的是DTPA 浸提。农业生态站的具体分布如图1 所示。

1.2 数据分析方法

将原始数据进行整理，得到不同年份、不同采样点、不同生态站的平均土壤有效Zn 含量，依据不同的浸提方法分为DTPA 浸提有效Zn 和盐酸浸提有效Zn；把土壤有效Zn 含量与相应的土壤理化指标（包括土壤有机质、pH 值、有效氮、有效磷、有效钾和CEC 等）、土类和土地利用方式等，根据各采样点的样地编号一一对应，分析其对土壤有效Zn 含量的具体影响；探讨不同土壤类型、不同土地利用方式下土壤有效Zn 含量的差异情况，分析不同因素对土壤有效Zn 含量的影响差异；基于农业生态站的经纬度坐标，利用Arc GIS10.2 绘制农业生态站的分布图和2010 年各农业生态站的土壤有效Zn 含量图；利用OriginPro2017 绘制相关图件，相关的统计学分析利用SPSS21 来完成，均值的比较通过单因素方差分析-LSD（L）来进行（P＜0.05）。

2 结果与分析

2.1 土壤有效Zn 含量与理化指标的基本统计特征

2005 年，DTPA 浸提有效Zn 和盐酸浸提有效Zn 的 平 均 值 分 别 为0.96 和1.69mg/kg；2010 年，DTPA 浸提有效Zn 的平均值为1.64mg/kg；2015 年，DTPA 浸提有效Zn 的平均值为2.03mg/kg，具体如表1 所示。根据土壤有效Zn 含量分级标准（表2）［1］，2005 年的土壤有效Zn 含量大部分处于低水平，三江站和鹰潭站（0.1mol/L 的盐酸浸提）处于中等水平；2010 年的土壤有效Zn 含量整体上处于中等水平；2015 年位于高水平，但是其含量刚刚超过2mg/kg，并且样本量较少，难以反映中国的整体情况。根据变异系数的大小，可以粗略预测变量的变异程度，变异系数＜10%时为弱变异性，＞100%时为强变异性［21-23］；农田土壤有效Zn 均位于中等程度变异。

表1 土壤有效锌及理化指标统计值

表2 土壤有效Zn 含量分级标准［1］

2.2 各农业生态站土壤有效Zn 含量的变化

根据2010 年各农业生态站的平均土壤有效Zn含量及其地理位置绘制了全国范围内各农业生态站的平均土壤有效Zn 含量分布图（图2）。从全国范围看，整体上呈南高北低东高西低的一个分布趋势，不仅与全国土壤南酸北碱的分布趋势具有很高的相关性，与全国土壤从东南沿海向西北的干湿区划分也是紧密联系的。从不同年代来看，2005～2015年，其土壤有效Zn 含量是逐渐升高的，这一点从表1 中可以看出来。但是2015 年只有4 个农业生态站的值，笼统地进行比较不具说服力，而策勒站、拉萨站、常熟站和三江站在这3 个时间段的数据均比较齐全，因此可以将其单独拿出来进行分析（图3）。其中，拉萨站的土壤有效Zn 含量，2015年显著高于2010 年和2005 年，土壤有效Zn 含量在2005 年和2010 年处于中等水平，在2015 年处于2.0～5.0mg/kg 的高水平区间；三江站在2005 年采用的是0.1mol/L 的盐酸浸提，会提高土壤有效Zn的含量值，但在3 个年份中，2005 年仍然是最低的，处于低水平，稍低于2010 年，显著低于2015 年，并且2015 年土壤的有效Zn 含量达到了高水平；策勒站在2015 年和2010 年之间未达到显著差异，但是2010年和2015 年的土壤有效Zn 含量显著高于2005 年，土壤有效Zn 含量由2005 年的极低变为低水平，且2015年要稍高于2010 年；常熟站的土壤有效Zn 含量在3个年份之间未达到显著性差异，均位于中等水平。

图2 2010 年各农业生态站的平均土壤有效Zn 含量

图3 不同年份农业生态站的土壤有效Zn 含量差异

2.3 不同土壤类型的土壤有效Zn 含量

不同土类的土壤有效Zn 含量存在显著差异，2005 年不同土类的土壤有效Zn 含量在0.25～2.52mg/kg 之 间，2010 年 在0.50～2.84mg/kg 之 间，2015 年在0.66～2.82mg/kg 之 间（表3）。以2010 年 为例：水稻土和红壤等土类的土壤有效Zn 含量均较高，而有效Zn 含量较低的土类主要为草甸风沙土、石灰性紫色土和灌耕土等；2005 年的水稻土、红壤和草甸白浆土有效Zn 的浸提方法为0.1mol/L 的盐酸，土壤有效Zn 含量为水稻土＞红壤＞草甸白浆土，但没有达到显著性差异，剩余采用DTPA 浸提的土类，土壤有效Zn 含量为灰漠土、黄绵土和草甸风沙土等土类的有效Zn 含量较低。时间序列上，不同土类的土壤有效Zn 含量整体上呈增加趋势（图4）。潮土的有效Zn 含量在2015 年显著高于2010 年和2005 年，潮土的土壤有效Zn 含量由开始的低水平变为中等水平，到2015 年升高到高水平；草甸白浆土在2005 年虽然采用的是盐酸浸提，稍高于2010 年，但是显著低于2015 年，由低水平变为2010 年的中等水平，在2015 年升高到高水平；风沙土和脱潜水稻土的土壤有效Zn 含量在2005 年、2010 年和2015 年这3 个年份虽然有所变化，但是并没有达到显著性差异，有效Zn 含量分级水平也没有发生变化。

表3 不同年份的不同土类土壤有效Zn 含量（mg/kg）

图4 不同年份各土类土壤有效Zn 含量差异

2.4 不同土地利用方式下的土壤有效Zn 含量

各农业生态站的土地利用方式主要为旱地、水浇地、水田和林草地，土地利用方式不同，土壤有效Zn 含量存在显著差异，具体如图5 所示。2005年，林草地的土壤有效Zn 含量最高，显著高于其它土地利用方式，其次是水田，有效Zn 含量较低的是旱地和水浇地，由于2005 年林草地的采样点经过处理后只剩下一个，因此难以具有代表性；2010 年水田的有效Zn 含量最高，与其它土地利用方式之间达到了显著性差异，旱地、水浇地和林草地之间差异不显著；2015 年数据量较少，林草地的数据缺失，并且各土地利用方式下有效Zn 含量不具有显著性差异。在时间序列上，各土地利用方式的土壤有效Zn 含量也存在增加的趋势。

图5 不同年份各土地利用方式下的土壤有效Zn 含量

2.5 土壤有效Zn 含量与土壤理化指标的相关性分析

将土壤有效Zn 含量与有机质、pH 值、CEC、有效N、有效P 和有效K 等进行Pearson 相关分析（表4）。土壤有效Zn 含量与土壤pH 值呈显著负相关，并在2005 年和2010 年达到极显著水平；与土壤有机质含量呈正相关，在2005 年和2010 年达到极显著水平，但是在2015 年相关性不显著；与阳离子交换量相关性不高。此外，土壤有效N 与土壤有效Zn 在2005 年和2010 年达到了极显著正相关，但是在2015 年相关性却不高；土壤有效P 与土壤有效Zn 之间存在正相关，在2005 年达到了显著水平，并在2015 年达到了极显著水平；土壤有效K 与土壤有效Zn 之间存在负相关，并在2010 年和2015 年达到了显著水平。

表4 土壤有效Zn 含量与土壤理化指标的Pearson 相关性分析

3 讨论

土壤有效Zn 含量可以反映土壤Zn 的整体营养状况，对于作物正常生长有重大影响。大量研究发现［24-26］，主要粮食作物，例如水稻和玉米，在土壤有效Zn 含量低于1mg/kg 的缺Zn 临界值时，会导致农作物减产［5］，对以粮食作物为主食的发展中国家来说，人们极易出现缺Zn 状况［27］。

3.1 土壤有效Zn 含量的时空差异变化

通过描述性统计分析可以发现，中国农田土壤的有效Zn 含量整体上处于中等水平，需要通过补施Zn 肥来提高土壤Zn 的供给能力。变异系数可以反映人为因素对土壤有效Zn 含量的影响程度，当土壤的变异系数＞100%时，说明土壤受到了较强的人为干扰［28］。土壤有效Zn 含量均处于中等程度变异，说明农田耕地虽然会受到频繁的人为因素干扰，但是从全国范围看，人为因素对土壤有效Zn含量的影响并不是最主要的驱动因子。从时间序列上看，从2005 年到2015 年，土壤有效Zn 含量整体上是上升的，这一点从各农业生态站、土类及土地利用方式的平均土壤有效Zn 含量均可以看出来，土壤有效Zn 含量逐年升高，甚至由2005 年的低水平升高到2015 年的高水平，例如三江站。一方面原因可能是因为种植模式和管理理念的科学转变，保持甚至提高了农田土壤的整体肥力；另一方面也不排除长期的施肥导致土壤酸化，因为从2005 年到2015 年的土壤pH 值是逐渐降低的（表1），土壤pH 值降低可以提高土壤Zn 的有效性［29-31］。

农业生态站的分布区域不同，土类亦不同，土壤有效Zn 含量存在显著差异（表3）。中国的土壤类型分布具有明显的地带性差异，在我国东部形成了湿润海洋气候土壤地带谱，由北向南依次为暗棕壤-棕壤-黄棕壤-红壤与黄壤-赤红壤-砖红壤；在中国北部的温带地区，由东至西形成了干旱内陆性土壤地带谱，依次分布着黑土-灰褐土-栗钙土-灰钙土-灰漠土［32］，这与土壤有效Zn 含量在全国范围内的分布变化也是紧密联系的，由北向南，东向西逐渐递减。不同的土类是不同的成土母质在不同的成土条件下生成的［33-34］。因此，不同土类土壤有效Zn 含量的差异情况也反映了成土母质和成土过程对其的一个间接影响。与土类类似，不同农业生态站的土地利用方式不同，土壤有效Zn 含量存在显著差异（图5）。以2005 年和2010 年为例（2015 年样本量太少，在此分析上不具代表性），土地利用方式中，水田的有效Zn 含量是最高的（2005 年林草地的采样点只有一个，亦不考虑），这与相关的研究结论一致［35］。土地利用方式反映了人为因素对土壤性质的扰动作用，例如施肥、灌溉和种植模式等，因此不同土地利用方式下土壤有效Zn 含量差异是人为因素对其间接的影响。

3.2 土壤理化指标对土壤有效Zn 含量的影响

Pearson 相关性分析可以反映两个变量之间的密切程度，相关系数可以描述线性关系的强弱和方向，进而可以分析两个变量之间联系的紧密程度［36］。从表4 可以看出，土壤有效Zn 含量与土壤pH 值存在负相关，与土壤有机质存在正相关，并在2005 年和2010 年达到了极显著水平。土壤pH 值是土壤理化指标中的一个重要构成因素，Wang 等［37］研究发现土壤pH 值对土壤有效Zn 含量的影响非常显著，pH 值升高会降低土壤Zn 的有效性；Pardo 等［38］分析了土壤pH 值对于土壤有效Zn 吸附解吸的影响，发现土壤Zn 随着pH 值的上升，吸附量上升，解吸量下降；随着pH 值的下降，吸附量下降，解吸量上升。例如，本研究中，红壤、水稻土的土壤有效Zn 含量较高，这与土壤pH 值变化关系密切，2005 年红壤、水稻土的土壤pH 值是最低的，分别为4.95±0.18 和5.62±0.57，远低于年平均值7.57±1.24 及有效Zn含量较低的土类，例如黄绵土（8.43±0.09）、风沙土（8.12±0.42）等；2010 年红壤（4.55±0.20）和水稻土（5.77±1.08）的pH 值也远低于年平均值（7.07±1.51）、黄绵土（8.59±0.13）和风沙土（7.91±0.06）。此外，不同土地利用方式的土壤pH 值，2010 年不同土地利用方式下，水田pH 值（5.91±1.03）显著小于旱地（6.84±1.58），旱地显著小于水浇地（8.16±0.63）；2005 年水田pH 值（7.16±0.99）与旱地（7.08±1.50）没有显著性差异，但是两者均显著大于水浇地（8.24±0.45）。

土壤有机质含量不仅反映了土壤肥力的大小，而且会影响土壤中金属元素的有效性，有机质含量较高的土壤会增加土壤中金属元素的植物可利用性［39-40］。在本研究中，水田的土壤有效Zn 含量大于旱地，旱地大于水浇地，与之相对应，土壤有机质含量在2005 年和2010 年均为水田显著大于旱地，旱地显著大于水浇地（P＜0.05）。2005 年和2010 年的土壤有效N 含量与有效Zn 之间存在着极显著的相关关系，研究发现，元素N 与元素Zn 在肥-土-作物系统中存在协同作用［41］，所以有效N 与有效Zn 之间存在显著正相关；也有可能是因为土壤中的N90%为有机N［42］，因此有机质与有效N 之间具有显著的正相关性，从而间接与有效Zn 之间存在显著的正相关关系。土壤有效K 与有效Zn 之间也存在着负相关，并且在2010年和2015 年达到了显著水平，目前还没有查阅到针对这两种元素之间相互作用的研究。但是，红壤、水稻土等有效Zn 含量较高的土类，其土壤有效K 含量比较低（以土壤标准物质为例），分别 为180±10mg/kg［GB W07416a（ASA-5a）］和250±20mg/kg［GB W07415a（ASA-4a）］；黄绵土等土壤有效Zn 含量较低的土类，其土壤有效K 含量 为330±20mg/kg［GB W07460（ASA-9）］， 所以土壤有效K 与土壤有效Zn 的负相关可能与土类有关；土壤有效Zn 在全国范围内呈南高北低、东高西低的分布趋势，而土壤有效K 含量在全国范围内是由东南向西北递增的一个分布趋势［43］，所以地理位置分布因素也可以解释两者之间存在负相关的现象。此外，土壤有效P 与有效Zn 之间呈正相关，这与一些研究存在矛盾。例如，研究发现［44-45］，土壤有效P 含量的增加会促进Zn3（PO4）2沉淀的生成，从而降低土壤Zn 的有效性，并且Zhang 等［46］进一步研究发现，过量的施用磷肥不仅降低了土壤Zn 的有效性，小麦中Zn 的生物利用率也会降低，所以土壤有效P 与有效Zn 之间应存在拮抗作用。然而，也有研究发现，土壤Zn 的有效性与土壤有效P 之间存在正相关关系［37］。所以P 与Zn 之间的相互作用还需要进一步的深入探讨，以做出合理解释。

4 结论

本研究重点分析了土壤有效Zn 含量的时空差异情况及相关的影响因素，得出的具体结论如下：

（1）中国农田土壤的有效Zn 含量整体上呈南高北低，东高西低的分布趋势，这与全国范围内土壤pH 值的分布、干湿区的划分及土类的地带性差异具有很高的相关性。

（2）从2005 年到2015 年之间，土壤有效Zn含量是上升的，反映了土壤Zn 营养状态的提高，但是土壤缺Zn 情况依然存在，需要进一步的改善。

（3）土壤理化指标中，土壤pH 值和有机质含量对土壤有效Zn 含量均有着显著的影响，可以作为改善缺Zn 土壤的两个出发点，例如，施用土壤pH 调理剂及增施有机肥等。但是中国土壤南酸北碱的整体趋势不会发生改变，农家肥料的施用也要考虑环境效应等具体的问题，例如粪肥中的重金属污染。因此，需要更加深入的研究来将土壤有效Zn 含量的影响因素进行进一步的归纳总结，分类整理，并针对性的提出具体可行的措施。