張富林 吳茂前 夏 穎 翟麗梅 段小麗 范先鵬? 熊桂云劉冬碧 高 立

（1 湖北省農(nóng)業(yè)科學院植保土肥研究所，湖北省農(nóng)業(yè)面源污染防治工程技術(shù)研究中心，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部潛江農(nóng)業(yè)環(huán)境與耕地保育科學觀測實驗站，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部廢棄物肥料化利用重點實驗室，農(nóng)業(yè)環(huán)境治理湖北省工程研究中心，武漢 430064）

（2 中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，北京 100081）

（3 浠水縣農(nóng)業(yè)環(huán)境保護站，湖北浠水 438200）

改革開放以來，我國農(nóng)業(yè)取得了舉世矚目的成就，以不足世界 9%的耕地養(yǎng)活了22%的人口，糧食產(chǎn)量實現(xiàn)“十二連增”，但同時，我國肥料利用率較低，肥料養(yǎng)分通過徑流、滲漏和揮發(fā)等途徑損失導致的農(nóng)業(yè)面源污染問題日益突出［1-2］。根據(jù)2007年第一次全國污染源普查結(jié)果，農(nóng)業(yè)面源化學需氧量、總氮、總磷年排放量已達1 320 萬t、270.5 萬t和28.5 萬t，分別占全國排放總量的43.7%、57.2%和67.4%。農(nóng)業(yè)面源污染已成為水體污染、湖泊富營養(yǎng)化的主要原因［3］。

江漢平原是我國水稻主要產(chǎn)區(qū)之一，該區(qū)域水稻生產(chǎn)對保障我國糧食安全發(fā)揮著重要作用。但因肥、水管理粗放，降雨頻繁，該區(qū)域水稻種植引發(fā)的氮磷面源污染問題不容小視。特別是近年來，隨著種植方式的改變，直播稻和機插秧稻已成為該區(qū)域主要的水稻種植方式。在這些種植方式下，人為排放剛施肥泡田水的現(xiàn)象非常普遍，這極大地加重了該區(qū)域的氮磷面源污染負荷。又由于該區(qū)域水網(wǎng)密集，而且農(nóng)田溝渠水網(wǎng)與河湖水網(wǎng)緊密相連，稻田面源污染會直接威脅區(qū)域農(nóng)業(yè)用水安全和飲用水安全。因此，防控稻田氮磷面源污染已是該區(qū)域目前亟待開展的重要任務。

田面水中氮磷是稻田面源污染的直接來源，掌握田面水氮磷動態(tài)特征是防控稻田氮磷面源污染的重要前提條件之一。目前，已有一些關于水稻田面水氮磷動態(tài)變化的研究，但多集中于太湖、洱海等地區(qū)［4-9］，鮮有關于江漢平原水稻田的研究報道。而且已有研究顯示，不同地區(qū)稻田田面水中氮磷動態(tài)變化特征不同［10］。在洱海北部地區(qū)的研究表明，施肥后 9 d 內(nèi)是控制稻田氮素損失的關鍵時期，控制磷素損失的關鍵時期則是在施肥后的兩周內(nèi)［9］。對陜南漢江、丹江流域的研究表明［10］，控制氮損失的關鍵時期是施肥后5 d 內(nèi)，施磷后9 d內(nèi)是控制田面水磷流失的關鍵時期。因此，有必要對江漢平原地區(qū)水稻田面水氮磷動態(tài)特征進行研究。本研究通過大田試驗，研究了江漢平原稻田田面水中氮磷形態(tài)及濃度動態(tài)變化特征，以期為指導當?shù)厥┓?、防控稻田氮磷面源污染和氨揮發(fā)提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

本試驗于江漢平原腹地的農(nóng)業(yè)農(nóng)村部潛江農(nóng)業(yè)環(huán)境與耕地保育科學觀測實驗站內(nèi)（湖北省潛江市浩口鎮(zhèn)柳洲村）進行。試驗點所在區(qū)域?qū)賮啛釒Ъ撅L氣候區(qū)，年均降水量為1 100 mm，年均氣溫16.1 ℃，全年無霜期約250 d，土壤為潴育型水稻土。試驗初期土壤耕層基本理化性質(zhì)：容重1.07 g?kg-3，有機質(zhì)22.8 g?kg-1，全氮1.87 g?kg-1，全磷0.78 g?kg-1，有效磷14.68 mg?kg-1，硝態(tài)氮14.14 mg?kg-1，銨態(tài)氮4.59 mg?kg-1，pH 6.90。

1.2 試驗設計

氮用量試驗：設不施氮（N0）、施純氮157.5 kg?hm-2（N1）、施純氮210 kg?hm-2（N2）、施純氮262.5 kg?hm-2（N3）、施純氮315 kg?hm-2（N4）、施純氮420 kg?hm-2（N5）6個處理，每個處理三次重復，共計18個小區(qū)，隨機區(qū)組排列。各處理均配施等量的磷、鉀肥，施用量為P2O575 kg?hm-2，K2O 90 kg?hm-2。

磷用量試驗：設不施磷（P0）、施P2O537.5 kg?hm-2（P1）、施P2O575 kg?hm-2（P2）、施P2O5112.5 kg?hm-2（P3）、施P2O5150 kg?hm-2（P4）、施P2O5300 kg?hm-2（P5）6個處理，每個處理三次重復，共計18個小區(qū)，隨機區(qū)組排列。各處理均配施等量的氮、鉀肥，施用量為N 210 kg?hm-2，K2O 90 kg?hm-2。

小區(qū)面積均為40 m2。試驗所用氮肥為尿素（含N 463 g?kg-1），分基肥（40%）、分蘗肥（30%）和穗肥（30%）施用；磷肥為過磷酸鈣（含P2O5120 g?kg-1），全部作為基肥施用；鉀肥為氯化鉀（含K2O 600 g?kg-1），分基肥（50%）和穗肥（50%）施用。底肥全小區(qū)撒施，施后再耖田一次；分蘗期和穗肥全小區(qū)撒施。水稻品種為廣兩優(yōu)476，按16.7 cm × 26.7 cm的密度人工栽秧，每蔸2株。試驗于4月28日播種，5月30日移栽，9月17日收獲。試驗過程中水分管理按當?shù)亓晳T進行，插秧時不排放泡田水，群體80%夠苗后自然斷水曬田，收獲前一周自然斷水擱田。

1.3 測定項目與方法

每次施氮肥后，每天上午8:00～10:00采集田面水樣，每個小區(qū)采集8個樣點，混合后測定總氮（TN）、可溶性總氮（DTN）、顆粒態(tài)氮（PN）、可溶性有機氮（DON）、和施用磷肥后，每天上午8:00～10:00采集田面水樣，每個小區(qū)采集8個樣點，混合后測定總磷（TP）、可溶性總磷（DTP）、顆粒態(tài)磷（PP）。TN采用堿性過硫酸鉀消煮—紫外分光光度法測定；DTN先用0.45 μm濾膜過濾，再用堿性過硫酸鉀消煮—紫外分光光度法測定；采用紫外分光光度法測定；采用靛酚蘭比色法測定；PN用TN和DTN差減計算獲得，DON用DTN與差減計算獲得。TP采用堿性過硫酸鉀消煮—鉬藍比色法測定；DTP先用0.45 μm濾膜過濾，再用堿性過硫酸鉀消煮—鉬藍比色法測定；PP用TP 與DTP差減計算獲得。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)分析和繪圖采用Microsoft Office Excel 2010、SPSS11.5和R 3.0.1進行。差異顯著分析用最小顯著差異（LSD）法進行。

2 結(jié) 果

2.1 施氮量對田面水中氮素形態(tài)及濃度的影響

對稻田田面水中氮素存在形態(tài)分析（表1）可知，施氮肥8 d內(nèi)（分蘗肥為7 d）田面水中的氮素以DTN為主，即使不施氮肥條件下DTN占TN的比例較低，但也高達62.4%，而其他施氮肥處理DTN占TN的比例均在88%以上，且隨施氮量的增加而線性增加。田面水中PN比例較低，雖然不施氮肥的比例較高，但也僅為37.6%，而其他施氮肥處理的均低于12%，且隨施氮量的增加而逐漸降低。幾種可溶態(tài)氮素（和DON）的存在比例在施氮與不施氮條件下表現(xiàn)不同：在不施氮肥條件下，以為主，其占TN的比例為35.4%，DON和的比例分別僅為11.9%和15.1%；但在施氮條件下，則以DON和為主，二者占TN的比例分別在31.6%和44.7%以上，且隨施氮量的增加而線性增加，而的比例均低于12%，且隨施氮量的增加而線性降低。

進一步分析主要形態(tài)氮素濃度與施氮量關系發(fā)現(xiàn)，TN、DTN、和DON的濃度均隨施氮量的增加而增大，而且當施氮量超過一定量后，其增幅會明顯提高（圖1）。對于TN，當施氮量超過287.8 kg?hm-2后，其濃度增幅會增加2.4倍；對于DTN，施氮量超過289.9 kg?hm-2后，其濃度增幅會增加2.5倍；對于和DON，當施氮量分別超過231.5 kg?hm-2和336.7 kg?hm-2時，其濃度也會明顯提高（圖1）。

表1 不同施氮水平下田面水中氮素形態(tài)構(gòu)成Table 1 Fractionation of N in surface water relative to N application rate

圖1 施氮量與田面水中不同形態(tài)氮素濃度的關系Fig.1 Relationships between N application rate and concentrations of different forms of N in surface water

2.2 施氮量對田面水中氮素動態(tài)變化的影響

施氮肥后各主要形態(tài)氮素的動態(tài)變化見圖2。從圖中可以看出，各施氮處理的TN和DTN濃度變化動態(tài)基本一致，無論施基肥、分蘗肥，還是施穗肥，二者均在施肥后1 d立即達到峰值，而后逐漸降低，在施基肥和分蘗肥后5 d降低至與不施氮肥基本接近，在施穗肥后2 d與不施氮肥處理基本接近。與TN和DTN相同，各施氮處理DON濃度在每次施肥后1 d就迅速達到峰值，但降低速度較TN和DTN更快，在基肥和分蘗肥后3 d降低至與不施氮處理基本接近。各施氮處理NH4+-N濃度動態(tài)變化特點與TN和DTN不同，其濃度在施基肥和分蘗肥后2 d才達到峰值，而后逐漸降低，在施肥后5 d基本與不施氮處理接近，在穗肥后1 d立即達到峰值，而后在第2天迅速降低至與不施氮基本接近。此外，從施肥期來看，施基肥和分蘗肥后各施氮處理的各形態(tài)氮素濃度均明顯高于施穗肥后的濃度。比如N2處理，其TN濃度在施基肥和分蘗肥后1 d分別高達73.7 mg?L-1和62.6 mg?L-1，而穗肥后僅為12.0 mg?L-1，僅為基肥和分蘗肥的16%和19%。

2.3 施磷量對田面水中磷素形態(tài)及濃度的影響

對磷素的存在形態(tài)分析（表2）可知，施氮肥后1～8 d內(nèi)稻田田面水中磷素以PP為主，不同施磷水平下PP占TP的比例為76%～93%。田面水中DTP的比例較低，各施磷肥處理均低于24%。此外，DTP占TP的比例會隨著施磷量的增加而線性增加，而PP占TP的比例則線性降低。

分析施磷肥后1～8 d內(nèi)各形態(tài)磷素的濃度（圖3）后發(fā)現(xiàn)，無論是何種形態(tài)磷，其濃度均隨施磷量的增加而增加，二者之間存在極顯著的線性相關關系，相關系數(shù)均大于0.97。但進一步分析發(fā)現(xiàn)，TP、PP濃度隨施磷量增加的增幅較大，而DTP的增幅較小。

2.4 施磷量對田面水中磷素動態(tài)變化的影響

圖2 不同施氮水平下田面水中不同形態(tài)氮素濃度的動態(tài)變化Fig.2 Dynamic changes of different forms of N in surface water relative to N application rate

表2 不同施磷水平下田面水中磷素形態(tài)構(gòu)成Table 2 Fractionation of P in surface water relative to P application rate

施磷肥后TP、DTP和PP濃度的變化動態(tài)基本一致，均在施肥后1 d達到峰值，并在施肥后3 d內(nèi)急劇降低，各處理TP、DTP、PP的平均降幅分別高達80.0%、83.6%、79.0%，而后緩慢降低，在施肥5 d后保持平穩(wěn)（圖4）。

3 討 論

3.1 田面水中氮磷素形態(tài)構(gòu)成

圖3 施磷量與田面水中不同形態(tài)磷素濃度的關系Fig.3 Relationships between P application rate and concentrations of different forms of P in surface water

圖4 不同施磷水平下田面水中各形態(tài)磷素濃度的動態(tài)變化Fig.4 Dynamic changes of different forms of P in surface water relative to P application rate

目前，關于施用尿素后稻田田面水中氮素主要以何種形態(tài)存在的研究結(jié)果不盡相同。有研究表明，田面水氮素主要以為主，而且占TN的比例會隨施氮量的增加而增加［10-11］。但也有研究［9］表明，施尿素后田面水中氮以DTN為主，DTN中又以DON和為主。本研究表明，施用尿素后，稻田田面水中的氮素以DTN為主，不同施氮水平下DTN占TN的比例均在88%以上，且DON和是稻田氮素主要存在形態(tài)，和DON占TN的比例分別在31.6%和44.7%以上。稻田氮素存在形態(tài)的差異，可能主要與尿素在稻田水—土系統(tǒng)中的水解速度有關。水解速度快，表現(xiàn)出以為主的特點，水解速度慢，會有大量的尿素存在于田面水中，則會表現(xiàn)出DON和共同為主的特點。本研究中，尿素施用后并不會立即水解為，在施肥后3 d內(nèi)，田面水中DON的濃度很高（圖1），表明仍有大量的尿素溶于田面水中，因而，表現(xiàn)出田面水氮素以DON和共同為主的特點。此外，本研究中各形態(tài)氮素占TN的比例與施氮量關系的結(jié)果與施澤升等［9］的類似，均是DTN、DON、占TN的比例隨施氮量的增加而明顯增大，而和PN的比例隨施氮量的增加而逐漸降低。

關于施磷肥后田面水中磷的主要存在形態(tài)，已有研究的結(jié)果也不一致。有研究表明，施磷肥后，DTP是田面水中磷素的主要成分，占TP的比例介于50.0%～79.0%之間［9-10］。但也有研究表明，PP是田面水中磷素的主要存在形態(tài)，DTP/TP基本在0.5以下［12］。本研究表明，施磷肥后，田面水中磷素主要以PP為主，不同施磷水平下PP占TP的比例介于76%～93%之間，而DTP的比例均低于24%。磷肥存在形態(tài)的差別可能主要與施磷肥時對土壤的擾動程度有關，擾動較大，田面水中土壤顆粒較多，被吸附固定的磷素就多，因而PP濃度較高。本研究的磷肥均作為基肥一次使用，在施基肥后要耙田，對土壤的擾動比較劇烈，因而表現(xiàn)出磷素以PP為主的特點。關于各形態(tài)磷占TP比例與施磷量的關系，已有的研究結(jié)果比較一致，均為DTP占TP 的比例隨施磷量增加而增加，PP占TP的比例則隨施磷量的增加呈不斷降低趨勢［9-10］。本研究也獲得了類似的結(jié)果。DTP和PP占TP的比例與施磷量的關系不一致，可能主要與PP容易沉淀有關。

3.2 田面水中不同形態(tài)氮磷濃度與氮磷肥用量的關系

諸多研究表明，氮肥施用量是影響田面水中氮素濃度的主要因子，而且氮肥用量與田面水中不同形態(tài)氮素濃度之間均有顯著的線性相關關系［4,9-11］。本研究中，TN、DTN、和DON濃度雖然均隨施氮量的增加而不斷增大，但當施氮超過一定量后，這些氮素濃度隨施氮量增加的增幅會明顯變大（圖1）。田面水中氮素濃度之所以出現(xiàn)這種躍變特點，可能與施氮量以及土壤對氮素的吸附和固定有關。當施氮量較低時，施用的氮素一部分會被土壤吸附固定，一部分溶于田面水中，呈現(xiàn)出田面水中氮素濃度隨施氮量增加而增大的特點；但當施氮量較高，超過土壤對氮素的最大吸附固定量后，溶于田面水中的氮素就會明顯增加，從而呈現(xiàn)出氮素濃度躍增的特點。田面水中氮素濃度躍變的特點，在以往研究中有一定的反映，如已有研究表明，稻田氨揮發(fā)量會隨施氮量增加而增加，但當超過某個施氮水平后，氨揮發(fā)量會躍增［13-15］。稻田氨揮發(fā)量與田面水中銨態(tài)氮濃度有密切的相關關系［16-18］，因此，氨揮發(fā)量躍增間接反映田面水中銨態(tài)氮濃度也會發(fā)生躍增。有研究表明，磷肥用量與田面水中不同形態(tài)磷素濃度之間均有顯著的線性相關關系［4,9-11］。本研究結(jié)果也表明，TP、DTP和PP的濃度會隨施磷量的增加而線性增加（圖3）。

上述研究結(jié)果表明，盡可能降低氮、磷肥施用量，是降低江漢平原地區(qū)稻田氮、磷濃度，控制氮、磷徑流和氣態(tài)損失的重要措施，而且為了防止氮素損失的大幅增加，氮肥施用量應盡可能控制在231.5 kg?hm-2以內(nèi)。

3.3 田面水中氮磷動態(tài)變化規(guī)律與關鍵控制期

關于施尿素后田面水中TN濃度動態(tài)變化趨勢，以往的研究結(jié)果基本一致［4,7,11-12］，即無論基肥還是追肥，均在施肥后1 d就達到峰值，而后逐漸降低。但不同的研究，TN濃度降低速度不同。金潔等［11］在浙江杭州余杭區(qū)及吳俊等［12］在苕溪流域的研究結(jié)果表明，無論基施還是追施尿素，田面水中TN濃度1周以后明顯降低，控制氮素田面流失主要時期為施肥后1周內(nèi)。而施澤升等［9］在洱海北部地區(qū)的研究則顯示，基施和追施尿素9 d后TN才降低至較低水平，施肥后 9 d 內(nèi)是控制氮素損失的關鍵時期。本研究中，TN也是在施尿素后1 d就達到最大值，但TN降低的速度更快，基肥和分蘗肥后5 d就降低至與不施氮肥趨同，施穗肥后2 d就降至與不施氮肥趨同（圖2）。有研究表明，DTN濃度在基肥后1～3 d 內(nèi)達到峰值，在穗肥后1 d就立即達到峰值，但均在9 d 后明顯降低。本研究中DTN濃度的變化規(guī)律與TN相同，均在施尿素后1 d達到峰值，基肥和分蘗肥后5 d、穗肥后2 d就降至與不施氮肥趨同（圖2）。本研究中TN和DTN降低速度快可能主要與本地區(qū)氨揮發(fā)較快有關。從本研究TN和DTN的動態(tài)變化規(guī)律來看，在江漢平原地區(qū)，施基肥和分蘗肥后5 d內(nèi)、施穗肥后2 d內(nèi)是控制稻田氮素損失的關鍵期。

氨揮發(fā)是稻田氮肥損失的主要途徑之一［19-21］，氨揮發(fā)損失的氮量占施氮量的8%～39%［22-23］。而且田面水中的濃度是氨揮發(fā)的決定因素之一。鑒于此，以往的研究對稻田田面水中動態(tài)變化的關注較多。諸多研究表明，施尿素后，田面水中濃度呈現(xiàn)先升高后迅速降低的特點［4,9,12］。但也有研究表明，無論基施還是追施尿素，施肥后1 d田面水中就達到峰值［10-11］。此外，關于濃度降低速度的研究結(jié)果也不盡相同。有研究表明，田面水中濃度在施尿素9 d后明顯降低［9］，有的則顯示，施肥后4 d內(nèi)就迅速降低［10］。本研究中，濃度在基肥和分蘗肥后呈先增加后降低的特點，施肥2 d后達到峰值，5 d后降低至與不施肥趨同，但穗肥后1 d就立即達到最大，2 d后迅速降低至很低水平，而且穗肥后濃度明顯低于基肥和分蘗肥的濃度（圖2）?？梢姡┗屎头痔Y肥后5 d內(nèi)、施穗肥后2 d內(nèi)，特別是施基肥和分蘗肥后5 d內(nèi)是控制江漢平原地區(qū)稻田氮素氨揮發(fā)損失的關鍵期。而且，適當將基肥和分蘗肥的氮肥后移至穗肥是控制該區(qū)域氮素氨揮發(fā)損失的重要措施。

本研究中，分蘗肥和穗肥的施氮量相同，但分蘗肥后田面水中氮素濃度明顯高于穗肥后的，這可能主要與施肥前土壤氮素水平的差異有關。施分蘗肥僅距施基肥8 d時間，在這8 d時間內(nèi)，水稻還處于返青階段，對氮素的吸收量很小，有較多的基肥氮殘留于土壤中，這使得施分蘗肥時土壤氮素含量較高，分蘗肥氮被土壤吸附的量會比較少，因而，分蘗肥氮在田面水中存在的量較多，田面水氮素濃度較高。而施穗肥時距分蘗肥和基肥已有近兩個月的時間，水稻生長也經(jīng)歷了從返青至分蘗盛期2個生育時期，水稻會吸收大量的氮素，在施穗肥時土壤中氮素含量相對較低，因而，穗肥氮就會有較多部分遷移至土壤中，田面水中氮素濃度就較低。

從以往研究結(jié)果來看，施磷肥后田面水中磷素的動態(tài)變化趨勢比較一致，均是施磷肥后1 d各形態(tài)磷的濃度就達到峰值，而后逐漸降低［4,9-12］。但田面水中磷素降低的速度差別較大。有研究表明，磷素易被固定和沉淀，4～5 d內(nèi)就迅速降至穩(wěn)定［4］。但也有研究顯示，施磷肥12 d后，各施磷處理的田面水磷素濃度才與不施磷的基本接近，施磷后兩周內(nèi)是磷流失高風險期［9］。有的研究甚至認為稻季土壤磷素流失的最大風險時期約在水稻移栽后一個月內(nèi)［24］。本研究中，TP、DTP和PP濃度變化趨勢與以往研究一致，但各形態(tài)磷的降速較快，施磷肥3 d后，TP、DTP和PP的平均降幅分別高達80.0%、83.6%和79.0%（圖4）。從本研究結(jié)果來看，施磷肥后1～3 d是控制江漢平原稻田磷素流失的關鍵時期。

江漢平原是我國水稻主產(chǎn)區(qū)，且直播稻和機插秧稻已成為該區(qū)域最主要的兩種稻作方式。這兩種稻作方式普遍存在施基肥后1～2 d排放剛施肥泡田水的情況，由于人為排放剛施肥泡田水，再加上水稻種植中重施基肥，輕施或不施穗肥，因而，江漢平原水稻種植中氮、磷流失和氮素氨揮發(fā)損失均較嚴重。從本研究的結(jié)果來看，要防控該區(qū)域稻田氮、磷流失，應通過節(jié)水泡田等措施，力爭做到不排泡田水，如果要排，也應盡可能在旋田施肥5 d后再排，嚴格禁止旋田施肥后3 d內(nèi)排泡田水；在施分蘗肥和穗肥時，應密切關注天氣狀況，力求避免施肥后5 d內(nèi)有大雨或者暴雨發(fā)生。此外，要防控該區(qū)域水稻氮素氨揮發(fā)損失，應重點控制施基肥和分蘗肥后5 d內(nèi)的氨揮發(fā)損失，而且應盡可能將基肥和分蘗肥的氮肥后移至穗肥施用。

4 結(jié) 論

在江漢平原地區(qū)，施尿素后，水稻田面水中氮素以DTN為主，占TN 88%以上。在可溶態(tài)氮素中，又以DON和為主，二者占TN 76.3%以上。施磷肥后，田面水中磷素以PP為主，占TP 76%以上。減少氮、磷肥用量可降低稻田氮、磷損失，且氮肥施用量應盡可能控制在231.5 kg?hm-2以內(nèi)。施基肥和分蘗肥后5 d內(nèi)、施穗肥后2 d內(nèi)是控制江漢平原地區(qū)稻田氮素損失的關鍵期，施磷肥后3 d內(nèi)是控制磷素流失的關鍵期。