土壤酸化是一个伴随土壤发生和发育的自然过程，近几十年来高强度的人为活动大大加速了土壤酸化的进程，降低土壤肥力和生产力，危害生态环境和农业生产，在热带和亚热带地区的情况尤为严重^[1]。中国主要农作土壤20年间土壤pH平均下降0.5个单位^[2]。土壤是烟叶生产的重要载体和养分来源，良好的土壤条件为生产优质烟叶提供了优良的基础^[3]。然而我国烟田土壤面临着严重的土壤酸化问题，极大地制约着烟区可持续发展。从重庆地区植烟土壤pH年际分布频率来看，与2002年相比，2012年和2018年pH < 5.0的强酸性土壤频率分别增加至24.7% 和16.1%，pH 5.0 ~ 5.5的弱酸性土壤频率分别增加至21.4% 和20.3%，而pH 5.5 ~ 6.5最适范围内的烟田土壤分布频率均降低^[4]。我国其他植烟地区同样面临土壤酸化的问题，湘西州主产烟县在长达20年的烟草种植后，土壤pH较种植4 ~ 6年的烟田显著降低了1.79个单位^[5]。重庆烟草种植区自2002—2012年长期连续的烟草种植后，土壤pH平均降低了0.2个单位^[6]。湘西龙山县植烟土壤在2000—2015年15年间土壤pH平均下降约0.3个单位^[7]。同时，贵州遵义地区强酸性植烟土壤比例从1980—2005年增加至21.3%^[8]。2015年湖南马龙县pH < 5.5的酸性植烟土壤比例高达61.21%^[9]。此外，2015年我国湘西州植烟土壤pH在4.17 ~ 8.17，并有从西向东递减的趋势^[10]，2014年四川省各植烟地区土壤pH同样在4 ~ 8之间，且空间分布零散，斑块化效应明显^[11]。因此，我国烟田土壤酸化问题不容小觑，长期的烟草种植导致烟田土壤均呈现酸化趋势，pH < 5.5的酸化土壤比例显著增多，且酸化土壤空间分布不均，探明烟田土壤酸化原因对于指导烟田土壤酸化防控具有非常重要的意义。

烟田土壤酸化会导致烟草减产、烤烟品质下降以及病害发生增加等问题，严重阻碍烟草对营养元素的吸收并易使营养元素流失，不利于烟草生长，造成土壤贫瘠，引起土壤肥力下降^[12]，而且还不利于微生物群落结构和功能的稳定。长期的烟草种植使土壤pH下降，但增加了土壤的潜性酸度，土壤pH主要受交换性酸影响，而交换性铝是土壤交换性酸的主体^[5]。pH下降后，Al³⁺易从土壤交换位点和黏土颗粒上离解而导致土壤溶液Al³⁺浓度升高^[13]，从而抑制作物根系生长并毒害烟草根部，pH 4.2时该抑制能力达到最大^[14]。长期的烟草种植后，细菌数量及多样性随土壤pH下降显著降低^[15]，不利于土壤微生物之间的相互作用，其中与诱导疾病相关的微生物(如绿弯菌门)丰度增加^[16]，而与烟草细菌枯萎病发生率呈负相关的酸杆菌门和疣微菌门的数量减少^[17]。土壤pH 4.5 ~ 5.5时，病原体抑制荧光假单胞菌和枯草芽孢杆菌的生长和拮抗活性，促进烟草中致病基因PopA、PrahA和SolR的表达而抑制抗性基因表达，提高烟草细菌枯萎病^[18]和青枯病^[19]的发病率。此外，烟田酸化还会降低土壤中过氧化氢酶、脲酶、酸性磷酸酶和转化酶的活性，刺激酚酸类有毒物质在土壤中积累^[15]。然而，到目前为止，对烟田土壤酸化的原因尚缺乏系统全面的研究分析，严重阻碍了酸化烟田的改良进展。中国是世界上主要的烟草生产国，常年持续的烟草种植造成了严重的土壤酸化。为此，本文综述了烟田土壤酸化的主要影响因素及机理，以为我国烟田土壤酸化治理提供理论及实践支撑，同时为我国烟田土壤生态系统保护和可持续发展提供技术支持。

盐基离子投入和输出不平衡是植烟土壤面临的关键问题。植烟土壤每年投入的盐基阳离子量为270 kg/hm²，而地上烟草收获物从土壤中的去除量为339.23 kg/hm²，是阴离子去除量的7.57倍，从而产生H⁺ 12.52 kg/hm^{2 [6]}。由于农田土壤盐基离子输出量约占输入量的83.3%^[20]，由此计算出烟田土壤淋洗和流失的阳离子量约为225 kg/hm²(图 1)。同时，烟叶采收及秸秆移出烟田后，土壤中的盐基离子也将被大量带出土壤。然而，土壤中的盐基离子却没有及时得到有效补充，为保持电荷平衡，将会加速水解，使土壤中产生大量H⁺并吸附在土壤胶体上，因此烟田土壤逐步趋于酸化(图 2)。

图 1 烟田土壤阳离子投入与输出定量关系图 Fig. 1 Quantitative correlation between cation input and output in tobacco soil

图 2 土壤阳离子交换示意图 Fig. 2 Diagram of soil cation exchanges

土壤中可利用的盐基阳离子库，通过凋落物分解、大气沉积和矿物风化进入土壤，通过植物吸收和浸出损失^[21](图 3)。由于土壤胶体吸附的可交换性盐基离子与土壤游离H⁺进行离子交换，导致盐基离子被替代下来，接着被大量吸收和淋失，因此当输入土壤的盐基离子含量无法补偿淋洗和植物吸收的损失量时，土壤逐渐开始酸化，同时土壤中不断产生和累积的H⁺也会加速盐基阳离子的置换和浸出^[22]。我国亚热带森林流域土壤中的H⁺净输入量约为1 395 mol/hm²，而与阳离子交换的实际H⁺消耗量约为703 mol/hm²，长期以来H⁺的大量输入使其与盐基阳离子交换之间严重不平衡^[22]，使大量H⁺留在土壤中而加速酸化并也加强了盐基阳离子的损失。盐基离子的耗竭不仅会降低土壤的酸碱缓冲能力，加速土壤酸化^[23]，而且当土壤盐基阳离子处于耗尽状态时，Al³⁺可能在缓冲酸化中起主要作用^[24]。当pH < 4.5时，Al³⁺与盐基离子竞争土壤表面的吸附位点，盐基离子将随着Al³⁺溶解度增加而损失增加^[25]。此外，H⁺和Al³⁺的释放还会影响作物中Al³⁺耐受性基因的表达并对土壤产生毒性^[13]，阻碍植株根系伸长和地下部生物量累积。盐基离子损失的主要过程是：先从土壤胶体吸附位点离解进入土壤溶液中，然后随地表径流进入地表水而淋失，在重庆江津农田土壤中盐基离子淋失比例约为48.4%^[26]。烟草对盐基离子的吸收不仅会消耗盐基离子，而且植物对养分的吸收通常是净产酸过程，进一步了加剧土壤酸化。祁阳红壤试验田1991—1995年和2001—2005年期间，盐基离子的吸收对年均H⁺的贡献率分别为36% 和30%^[20]。重庆酸性紫色土农田水稻–休闲、水稻–小麦和玉米–小麦体系中，作物吸收带走的盐基离子分别占总输入量的20%、26% 和35%，产酸量占总产酸量的71% ~ 77%^[26]。盐基离子通过植物吸收和淋洗流失而输出，但缺少对烟田土壤中盐基离子的重新投入，因此导致盐基离子的输出量远大于投入量。

图 3 植烟土壤酸化成因及相互关系 Fig. 3 Causes and interrelationships of acidification in tobacco soil

为了探讨烟田土壤酸化的原因，Zhang等^[6]定量分析了各致酸因子对于重庆地区烟田土壤酸化的贡献率(图 4)，结果表明，盐基离子(K⁺ Na⁺ Ca²⁺ Mg²⁺)总致酸贡献率高达88.47%，其中交换性钙的致酸能力最高为58.72%，交换性钾和镁的致酸能力分别为19.59% 和10.16%。同样地，我国马龙县烟田土壤交换性钙的致酸能力占50.9%^[9]，龙山县植烟土壤交换性钙对pH的影响达56.2%，交换性钙与交换性镁共同影响达76.2%^[7]。因此，通过对不同影响因子致酸能力占比的计算，发现盐基阳离子在土壤酸化过程中起着至关重要的作用，并且盐基离子输入和输出的不平衡是烟田土壤酸化的主要原因，这将为后期的改良奠定理论基础。

图 4 致酸因子对烟田土壤酸化的贡献率 Fig. 4 Contribution of acidogenic factors to acidification in tobacco soil

通过各影响因素致酸能力的定量分析可知，氮的致酸能力占比为11.53%，为土壤酸化的第二大影响因素(图 4)。氮肥的投入可直接或间接地驱动土壤酸化(图 3)。氮素添加使全球土壤pH平均降低了0.26个单位^[27]。我国祁阳红壤、重庆紫色土和公主岭钙质黑土经历长期的氮肥施用后，土壤pH均显著下降，净NO– 3淋失和NH₄⁺投入产生了大量的H⁺，其产量占总H⁺产量的80%^[26]。烤烟在生长前期以吸收肥料氮为主，之后更多地转换为吸收土壤中氮，易导致肥料氮流失^[28]。NH₄⁺-N是无机氮输入的主要形式，NO– 3-N是氮输出的主要形式^[21]。土壤氮循环中，通过氨化作用产生1 mol NH₄⁺消耗1 mol H⁺，而1 mol NH₄⁺氧化为NO– 3会产生2 mol H⁺，因此硝化作用是主要的产酸过程^[29]。烟株生长前期吸收较少NH₄⁺-N且不易淋溶，生育后期吸收NO– 3-N增多^[28]，使土壤中硝化作用加强，同时也产生了大量H⁺。土壤硝化作用也是控制硝酸盐浸出的重要过程，当伴随硝酸盐浸出的盐基阳离子不足时，土壤中会浸出NH₄⁺和H⁺以保持电荷平衡^[30]，同时氨挥发过程中也会有H⁺产生。氮肥添加后大量活化土壤表面和主要生根区土壤的盐基阳离子，降低土壤交换位点上阳离子的数量^[31]，并且当土壤对氮的吸附能力有限时，NO– 3大量浸出后H⁺增多，使更多的盐基阳离子被H⁺取代^[32]，伴随着NO– 3从土壤表面的浸出损失，进一步加速土壤酸化。氮添加会显著降低表层土壤中可交换性钙和镁含量，其减少量分别为25.4% 和7.8%^[33]。美国北部地区土壤施用氮肥30年后，土壤pH显著下降，可交换盐基阳离子Ca²⁺和Mg²⁺含量分别下降约44% 和55%^[23]。此外，大量的盐基离子随着氮肥的施用而流失，氮肥施用后土壤溶液中Ca²⁺、Mg²⁺和K⁺分别增加至63%、48% 和137%，地表水中增加量分别达到89%、14% 和66%^[24]。在烟田土壤上也面临着同样的问题。我国遵义烟区长期偏施氮肥后，土壤胶粒中的Ca²⁺、Mg²⁺等盐基离子易被H⁺置换，土壤养分失调并加速酸化，不利于烤烟的生长发育^[8]。烟田土壤氮肥施用后，经历氮循环的一系列过程不仅会向土壤中输入H⁺，还会加剧盐基离子的损失，加速土壤酸化。因此，氮肥的合理化施用也是缓解土壤酸化问题的重要措施。

阴阳离子输入输出之间不均衡也是加速农田土壤酸化的一个原因^[34]。酸性阴离子通过肥料和大气沉降进入土壤，而缺乏盐基离子的重新投入和补充，长期以往使盐基离子不断减少，酸性阴离子保留在土壤中，加剧土壤酸化。并且土壤中盐基离子的淋失也受阴离子影响，常伴随着SO₄^2–淋失^[35]。氮肥的过量施用且利用率低也会加速土壤酸化。我国每年氮肥施用量通常超过N 500 kg/hm^{2 [2]}，而水稻、小麦和玉米的氮素吸收效率仅为28.3%、28.2% 和26.1%^[36]，因此导致更多的氮素损失。烟田土壤氮肥利用率低的主要原因为肥料氮在烟田中的残留和径流以及淋洗损失。在湖南烟草试验田施氮量90 ~ 150 kg/hm²条件下，烤烟氮肥当季利用率低至21.68%，27.65% ~ 30.51% 的肥料氮在土壤中残留，并且各种形式的损失量达总施氮量的40.98% ~ 51.24%^[37]。因此，非均衡的养分管理对土壤酸化的影响也至关重要。

酸雨对地表水、土壤、森林和植被等有严重的危害，是一个全球性的关键问题。在酸雨淋洗作用下，土壤养分被逐渐消耗，加剧盐基离子淋失和土壤酸化^[38]。我国森林土壤pH在1980—2010年期间平均下降了0.36个单位，其中大气沉降对总酸投入的贡献约占84%^[39]。长期以来由于经济的快速发展和燃料消耗的增加，我国西南地区受酸沉降影响的范围逐步扩大。我国亚热带地区酸雨的频率为97%，其中严重酸雨(pH < 4.5)占53%，并且每年酸雨中H⁺的输入量为757 mol/hm^{2 [21]}。近些年来，由于我国对环境污染的控制使酸雨的pH有一定的提升。成都地区1989—2008年期间，降水pH增加了0.7个单位，并发现Ca²⁺是中和降水中酸性物质的主要成分^[40]。1980—2018年间酸雨pH回升至5.88，硫沉降和氮沉降均呈下降趋势，同时盐基阳离子沉降和硫氮转化过程也在缓冲酸雨的酸度^[41]。虽然近些年酸雨问题在一定程度上得到了缓解，但仍持续影响着我国农田土壤的酸化，并且其影响效应是个长期的过程，因此关于酸雨对烟田土壤影响的定量分析仍需要进一步的探究。

施用石灰和碱性物料是改良土壤酸度最普遍有效的方式。石灰的施用可提高土壤pH，增加耕地表土中可交换Ca²⁺含量和盐基饱和度^[42]，提高氮磷钾等营养元素的有效性^[43]。本文总结了以往文献试验数据，模拟了施用石灰对土壤酸化改良的定量关系(图 5)：石灰的施用显著增加了土壤pH，并且石灰施用量与pH增加量呈显著正相关，pH每增加0.5个单位需要石灰约1.35 t/hm²。贵州黄壤试验中发现，pH < 5.0的烟田土壤pH每增加0.1个单位，需用石灰约2 t/hm²；而pH 5.2 ~ 5.8的土壤pH每增加0.1个单位，仅需用石灰约0.4 t/hm^{2 [44]}。然而，石灰对烟株根际土壤微生物有杀灭作用，施用石灰后的烟株根际土壤细菌、真菌和放线菌数量较对照分别降低了87.0%、89.8% 和87.3%^[45]。施用石灰还会减少烟株根际土壤微生物群落多样性与丰富度，其中绿弯菌门、酸杆菌门和放线菌门等不同菌种表现出差异，然而石灰分解也为微生物提供氮源，使鞘脂单胞菌属、硝化螺旋菌属和黄杆菌属等与土壤氮循环有关的功能菌丰度显著增多^[46]。酸性条件下微生物的生长和拮抗活性均受到抑制^[18]，因此，石灰可以通过提高土壤pH来抑制病原微生物活性，控制烟株病害发生率，其中烟草青枯病的防控率达到49.9%^[46]，烟草细菌枯萎病的控制率达到31.09%^[18]，并且石灰的杀菌作用也可以减少烟草土传病害根结线虫病和黑胫病的发生^[45]。由此可见，石灰的施用对土壤微生物的影响具有两面性，但在我国田间石灰改良酸性烟田土壤的同时却忽略了对微生态环境的影响。

图 5 施用石灰对土壤酸化改良的影响 Fig. 5 Effect of lime application on soil acidification improvement

长期施用酸性以及生理酸性肥料或铵态氮肥会导致土壤营养元素不平衡，因此也要注意增加碱性肥料如磷矿粉、钙镁磷肥等的施用，补充钙、镁、钾等盐基离子^[47]。进贤红壤过量钙镁盐基投入后，土壤pH较氮处理升高了0.27 ~ 0.52个单位^[48]。重庆地区烟田土壤中撒施白云石粉1 500 kg/hm²、条施草木灰900 ~ 1 050 kg/hm²可使土壤pH提高至5.5以上，并促进烟株根系生长，活化土壤中有关酶及相关微生物^[49]。生物炭是改善烟田土壤理化性质和促进烟草吸收营养的关键物料，加入烟草秸秆可显著降低土壤中H⁺和Al³⁺含量，提高土壤pH约2个单位^[15]，同时病原体青枯菌减少了94.51%，烟草细菌枯萎病发病率减少了76.64% ^[50]。此外，施用牡蛎壳粉末在预防烟草细菌枯萎病和改良土壤酸度方面比石灰和生物炭更有效^[51]，牡蛎壳土壤调理剂主要成分为CaO，具有调酸补钙的特点^[52]。施用牡蛎壳粉末将我国重庆彭水县烟田土壤的pH显著提高了0.77个单位，并增加了细菌群落多样性，烟草细菌枯萎病发病率降低了36.67% ^[51]。目前，石灰和碱性改良剂的施用不仅可以缓解烟田土壤酸化问题，还可以改善烟草的生长环境，有利于烟草高产优产，但在碱性物料大量施用的同时也要关注土壤的微生态环境。

孟红旗等^[53]采用元素分析法来计算有机物料的碱度，不同种类有机肥的碱度不同，有机肥可有效控制农田土壤的酸度，同时节约生产成本。因此，利用“碱度”作为酸碱平衡的杠杆，可有效精准地缓解土壤酸化问题。在重庆烟田土壤中，由于氮肥施入产生了1.93 kmol H⁺，盐基离子的损失产生了12.52 kmol H⁺，最终土壤总酸输入量达到H⁺ 14.45 kmol/hm^{2 [6]}。针对该土壤，以不同物料的碱度、土壤pH和各致酸因子对烟田土壤酸化的贡献率，本文通过不同物料碱度计算公式：不同物料碱度（cmol/kg）=（m_钙/20.04+ m_镁/12.15+ m_钾/39.10–m_磷/30.97–m_硫/16.03）×100^[53]，提出了不同土壤pH的改良措施，即针对pH < 5.0的强酸性土壤，施用约1.3 t/hm²的石灰并配施1 t/hm²高温堆肥，可使碱度达到OH^– 16.77 kmol/hm²，同时恢复土壤的微生态环境；对于pH 5.0 ~ 5.5的弱酸性土壤，施用约1 t/hm²生物炭、2 t/hm²高温堆肥和0.5 t/hm²钙镁磷肥，其碱度之和达到OH^– 14.85 kmol/hm²，可实现酸碱平衡，并有利于土壤的微生态健康。因此，针对不同酸化程度的土壤选择不同的物料及用量，可使烟田土壤pH达到酸碱平衡，实现烟田的“精准降酸”。

目前，烟田土壤微生态环境的恢复也占据着十分重要的地位。施用有机肥可改善烤烟根际土壤环境和微生物的群落结构，抑制病原菌的生长，云南植烟土壤施用有机肥后细菌和放线菌数量较单施化肥分别增加32.28% 和24.48%，青枯菌数量减少28.74%^[54]。有机肥还可使磷酸酶、脲酶、过氧化氢酶和蔗糖酶活性分别增加30.00%、20.78%、63.47% 和38.19%^[55]，有利于增加烟株根系活力。此外，生物有机肥对控制作物病害的效果更为显著，有研究表明，施用生物有机肥增加了优势菌群数量和多样性，并且石灰与生物有机肥配合施用后作物细菌枯萎病发病率仅为14.27%^[56]。同时，草木灰处理后细菌和放线菌数量较常规化肥处理分别增加61.55% 和30.52%^[57]。添加生物炭也可增加变形菌门、酸杆菌门、接合菌门和担子菌门等细菌和真菌的数量^[58]。因此，根据不同地区土壤酸化程度，因地制宜、合理地利用“碱度”选择不同改良物料，不仅可以与酸化土壤达到酸碱平衡，还有利于恢复土壤微生态环境，提高土壤中相关酶活性并减少病害，最终有效地缓解烟田土壤酸化和微生态环境破坏的问题。

轮作是改善土壤性质和植物健康的有效策略。玉米–烟草轮作方式下土壤pH显著高于连续烟草种植的土壤，钙含量也显著提高^[16]，并可以抑制病原微生物活性，烟株细菌枯萎病下降至23.56%^[17]。因此，在有条件的植烟地区可以选择轮作，不仅可以缓解土壤酸化，还可以改善土壤微生态环境，有效控制烟草病害。免耕覆盖秸秆或地膜覆盖技术也是缓解土壤酸化的一项措施^[49]，广东南雄烟区植烟土壤覆膜处理后硝态氮径流损失量比裸地种植低40%，显著减少了烟田氮素的径流损失^[59]，从而提高氮肥利用率，减少硝酸盐的流失，进一步缓解土壤酸化。土壤中合适的水分管理也十分重要，在半干旱地区适量水的加入在一定程度上也会提高土壤pH，并削弱土壤中交换性阳离子对氮添加的负面响应，加速风化以及土壤表面凋落物的分解率，使更多阳离子释放到土壤中^[33]。因此，采用适宜的农艺措施，不仅可以减少土壤中氮素和盐基离子的流失，还可以向土壤中补充盐基离子，改善土壤微生物群落结构，缓解烟田土壤酸化和烟草病害等问题。

目前烟田土壤酸化问题在全国烟草种植区普遍存在，因此，探究烟田土壤酸化的致酸机理及调控措施非常必要。通过不同影响因子对烟田土壤酸化贡献率的定量分析，本研究认为盐基离子输入输出不平衡是我国烟田土壤酸化的主要原因。此外，氮肥的不合理施用、养分管理不均衡，以及酸沉降等也会进一步加速酸化。施用石灰和碱性物料是调节烟田土壤酸化最方便有效的措施。与此同时，应关注土壤的微生态环境，采用生物有机肥或农家肥对土壤微生态环境进行恢复。利用“碱度”作为酸碱平衡的杠杆，针对不同酸化程度土壤采用不同的改良方式，可达到“精准降酸”的目的。虽然国内外关于烟田土壤酸化影响因子及机理的研究已获得了重要的进展，但仍有很多问题没有得到有效解决。各致酸因子影响占比的定量分析应进一步加强，以平衡烟田土壤盐基离子输入输出为主，选用合适的肥料和改良剂及改良措施。针对我国烟田强酸性和弱酸性土壤区域分布不均问题制定不同改良措施，同时运用GIS数字化精准划分土壤酸化空间分区图，以实现退化单元精准识别，按照不同单元土壤酸化特点实现精准分类降酸治理，达到“精准降酸”。此外，我国农户对石灰等碱性物料的施用量过大，忽视了土壤微生态环境被破坏的问题，未来应将农艺措施与生物学知识相结合建立综合改良与调控技术，这不仅可以有效地控制烟田土壤酸化问题，还可以对土壤微生态环境进行恢复，实现对我国烟田酸化土壤长久有效的控制。