近年来, 面源污染尤其是农业生产和农村生活引起的农业面源污染已经成为水体富营养化的重要来源^[1]。而氮、磷流失是引起水体富营养化的关键因子^[2]。当水体中氮、磷等营养物质浓度过高时, 会使一些藻类大量增殖, 导致水体含氧量过低, 水生生物大量死亡, 从而降低水体利用价值, 破坏水体生态平衡^[3]。

目前, 我国氮肥利用率为20%~45%, 磷肥利用率为10%~25%, 水稻生产上氮肥损失率达30%~70%^[4-5]。施入农田的氮磷肥料除了被作物吸收和土壤固定外, 其余均以田面径流、渗漏、氨挥发、硝化-反硝化等形式损失, 而径流是稻季田面水养分流失的主要途径^[6-7]。汤秋香等^[8]研究表明, 田面水对沟渠水氮、磷增荷率分别达73%和82%, 因此研究田面水中氮磷浓度具有重要意义。施泽升等^[9]研究表明, 稻田控制磷肥流失的关键时期是施肥后2周内, 而周萍等^[10]则认为, 磷肥施入后7 d内是磷径流流失的高峰期; 金斌斌等^[11]研究表明氮肥施入后4 d内是控制稻田排水、避免氮流失的关键时期, 也有人认为施氮9 d内是氮流失的关键时期^[12]。由此可见, 不同地区稻季田面水中氮、磷流失对水体的潜在风险不同。因此, 有必要针对具体的水稻种植区氮磷环境风险进行研究。

陕南地区汉江丹江口水库是国家南水北调中线工程的重要水源地, 研究汉江、丹江水质优劣对于保障南水北调中线工程水源地水质具有重要的现实意义。而目前大部分研究集中在太湖地区^[13-14], 有关陕南汉江丹江流域水稻种植过程中氮、磷径流风险研究鲜有报道。笔者通过田间定点试验, 以水稻种植过程中氮、磷减量为目标, 研究稻季田面水中氮、磷动态变化特征以及减量施肥对水稻产量和肥料农学效率的影响, 对指导当地施肥、减少氮磷损失和保护水体生态环境具有重要的现实意义。

1 材料与方法 1.1 试验地概况

试验地位于陕西省汉中市勉县金沙滩农业园区(北纬33°08′27.089″, 东经106°56′6.832″), 濒临汉江丹江水源区。该地属北亚热带气候区, 年平均气温为14.5 ℃, 年降水量为800~1 500 mm, 年日照时数为1 590 h。供试土壤为水稻土, 其0~20 cm耕层土壤基本理化性质如下:w(有机质)为15.74 g·kg^-1, w(全氮)为1.35 g·kg^-1, w(全磷)为0.65 g·kg^-1, w(碱解氮)为176 mg·kg^-1, w(速效磷)为31.0 mg·kg^-1, w(速效钾)为144 mg·kg^-1, pH值为6.66〔V(水):m(土)为2.5:1〕。

1.2 试验设计与处理

试验设置6个处理, 每个处理3次重复, 小区面积为30 m², 小区区组随机排列。小区田埂处埋设50 cm高的彩钢瓦, 彩钢瓦埋入地下30 cm, 以减少各小区之间田面水的侧渗、串流。中间有灌渠沟通各小区。

试验于2016年5月28日移栽水稻, 水稻品种为黄华占(陕西省汉中市农业科学研究所提供), 大田栽插密度为1.25×10⁵穴·hm^-2, 每穴插2株。氮肥、钾肥分别作基肥(5月28日)、分蘖肥(6月4日)和穗肥(7月24日)施入, 磷肥全部基施。各处理肥料用量见表 1, 氮、钾肥施用比例见表 2。其中, CK为空白处理, A为当地常规施肥水平。

氮、磷、钾分别来自尿素(氮含量w为46%)、磷酸二铵(总养分含量w为64%)和氯化钾(钾含量w为60%)。6月20日至7月24日晒田。

1.3 采样及测定

于5月29日、6月1日、6月5日、6月8日、6月11日、6月17日、7月25日和8月1日共采集田面水样品8次。取样时, 用100 mL医用注射器抽取各小区4处田面水混合作为1个水样, 注入500 mL小塑料瓶中, 24 h内测定完毕。未能当天分析的水样保存在4 ℃冰箱中, 于次日分析。

将水样过0.45 μm孔径滤膜, 用钼酸铵分光光度法测定滤液中可溶性总磷(TDP)和可溶态反应性无机磷(MRP)浓度, 剩余的未过滤水样用于测定总磷(TP)浓度。可溶态反应性有机磷(DOP)和颗粒态磷(PP)浓度用差减法计算得到。铵态氮(NH₄⁺-N)和硝态氮(NO₃^--N)浓度用流动分析仪测定。

1.4 数据统计分析方法

采用Microsoft Excel 2007对数据进行整理和计算, 采用Origin 8.0作图, 采用SAS 8.0进行多重比较, 差异显著性检验方法为Duncan新复极差法(P < 0.05)。

2 结果与讨论 2.1 施肥水平对田面水氮素变化特征的影响 2.1.1 施肥水平对田面水铵态氮浓度变化的影响

无机态氮是田面水中氮素的主要形态, 故通常将无机态氮作为衡量农田排水污染状况的主要指标。而笔者试验中并未使用有机肥料, 且铵态氮和硝态氮是无机态氮的主要形态(亚硝态氮浓度较低, 可以忽略不计), 故对两者进行如下分析。

如图 1所示, 基肥施用后第2天, 各施肥处理田面水铵态氮浓度达峰值, 最大浓度为47.75~96.17 mg·L^-1。施基肥后5 d内下降迅速, 在第5天, 各施肥处理铵态氮浓度下降为第2天的17.5%~29.1%, 但仍为CK的7.6~12.8倍。分蘖肥施用后, 田面水中铵态氮浓度变化规律与基肥施用后基本一致, 施分蘖肥后5 d各施肥处理铵态氮浓度为第2天的11.4%~25.8%。穗肥施用后, 田面水铵态氮浓度峰值较前两次施肥小, A处理最大浓度仅为21.7 mg·L^-1。

施泽升等^[9]在洱海的研究表明, 基肥施入后3~5 d铵态氮浓度才达到顶峰。而笔者研究发现, 基肥施入后铵态氮浓度在第2天达到峰值, 可能是因为除了尿素施入后迅速分解为铵态氮外, 笔者选用磷酸二铵作为磷肥来源, 直接带入的铵态氮导致其浓度在更短的时间达到峰值。此外, 7月24日施入穗肥后, 呈现B₃、C₃处理田面水中铵态氮浓度反而低于B₂、C₂处理的现象, 推测可能是晒田引起的硝化和氨挥发增强以及施肥综合作用所致, 具体原因有待于进一步试验研究。

此外, 基施中不同水平磷肥情况下, 等量氮肥所产生的田面效应不同, 呈现施磷量多、田面水中铵态氮浓度相应也高的现象。各处理施肥初期田面水中铵态氮浓度由大到小依次为A(96.17 mg·L^-1)>B₃(86.85 mg·L^-1)>C₃(80.84 mg·L^-1)>B₂(55.69 mg·L^-1)>C₂(47.75 mg·L^-1)>CK(6.07 mg·L^-1)。这可能是因为磷素对田面水中铵态氮的释放具有一定的促进作用; 尹爱经等^[15]研究表明污水中氮磷存在正交互作用, 即提高磷浓度能促进氮素的吸收。王伟妮等^[16]研究表明在合理施用肥料的条件下, 某种肥料用量较低时, 能够促进另一种肥料的释放。

2.1.2 施肥水平对田面水硝态氮浓度变化的影响

如图 2所示, 各个时期田面水中硝态氮浓度显著低于铵态氮, 最大浓度仅为6.35 mg·L^-1。田面水中硝态氮浓度动态变化过程复杂, 但不同施氮水平之间差异不大。田面水硝态氮浓度峰值并未在基肥施入后第2天出现, 而是在第5天出现。分蘖肥施用后也呈现相同趋势, 出现峰值之后, 浓度下降至较低水平, 13 d后浓度下降至0.65 mg·L^-1以下。推测原因可能是在氮肥施入之前, 田面水中硝态氮浓度较低, 尿素施入后首先转化为铵态氮, 而后再经过硝化作用转化为硝态氮, 从而导致硝态氮浓度峰值出现时间比铵态氮推迟。而且除了渗漏损失外, 随着淹水时间的增加, 水中含氧量降低, 在一定程度上抑制了硝化作用的进行, 此时铵态氮浓度降低并不能提高硝态氮浓度, 从而导致硝态氮浓度降低。

笔者研究发现, 施肥后5 d内, 尤其是在基肥施入后是控制氮流失的关键时刻。这是由于当地习惯重施基肥而轻施追肥, 而且在苗期水稻植株较小, 根系尚未发育完全, 对氮素的需求量也较小, 此时期应该尽量避免径流的产生。

2.2 施肥水平对田面水磷素变化特征的影响 2.2.1 施肥水平对田面水磷素动态变化的影响

如图 3所示, 基肥施入土壤后, 田面水中TP、TDP、PP浓度均迅速提高, 且随着施磷量的增加而增加。随着时间的推移, TP、TDP和PP浓度都呈下降趋势, 且在基肥施入9 d内下降迅速, 12 d后各处理浓度差异不明显, TP浓度维持在0.3 mg·L^-1以下。这可能是由植物吸收、磷径流和渗漏损失以及土壤对磷的固定所致, 可以用“土壤对磷素的吸收, 反而使田间磷素净化”^[3]加以解释。此外, 在磷肥水平一定的条件下, 增施氮肥能在一定程度上增加田面水中TDP浓度, 施肥初期C2处理ρ(TDP)为4.56 mg·L^-1, A处理为5.18 mg·L^-1。

7月25日采集的各处理样品中磷浓度出现波动, 这可能是因为此次样品为晒田结束后第1次采集的, 晒田期间, 土壤微生物活性增强, 从而提高了土壤中磷素有效性; 且追肥时扰动了表土层, 在一定程度上促进了土壤磷素的释放。

因此, 磷肥施入9 d内和晒田结束后是磷流失的高峰期, 在此期间应该尽量避免因稻田排水或降雨引起的径流。

2.2.2 施肥水平对田面水不同形态磷分配比例的影响

如图 4所示, 除CK处理PP浓度比例达到58.4%外, 其他处理田面水磷素均以TDP(TDP为MRP与DOP之和)形式存在, 占TP的52.0%~67.8%, 其中A处理TDP所占比例最高, 达67.8%。

HECKRATH等^[17]认为利用排水中MRP浓度能有效预测对应土壤速效磷(olsen-P)浓度的“突变点”用以预测土壤磷素淋溶趋势。鉴于田面水磷浓度及分配比例与施磷水平及磷素淋溶之间存在密切关系, 所以对磷肥基施后田面水中磷浓度及分配比例与磷肥水平进行如下分析。

如表 3所示, 随着磷肥用量的增加, TP、TDP和PP浓度均有不同程度的提升。与CK相比, A、B₃和C₃处理TP浓度分别增加7.66、4.94和3.2倍, TDP浓度增加9.61、6.30和3.22倍, PP浓度增加6、3.78和3.19倍；且各施肥处理间TP、TDP浓度差异显著(P < 0.05), 只有当磷肥施用水平达到90 kg·hm^-2(A处理)时, PP浓度才显著增加(P < 0.05)。此外, 磷肥施用水平对田面水中各形态磷的分配比例也有一定影响。随着磷肥施用量的增加, MRP占TP比例不断增加, 而PP占TP比例却呈现随磷肥用量增加而不断降低的趋势。这具体表现为磷肥施用量为68、77和90 kg·hm^-2时, MRP/TP比值分别为0.28、0.31和0.47, PP/TP比值分别为0.48、0.37和0.32。这可能是因为施肥引起的TP浓度增加主要是由于田面水中TDP浓度增加所致, 而且磷肥通常浅施于表层而PP又容易沉淀所致。

2.3 减量施肥对水稻产量和氮磷农学效应的影响

如表 4所示, 与CK相比, 施入氮磷肥料均能显著增加稻米产量, 但产量并不随着施肥量的增加而持续增长。在相同总施磷量条件下, 当氮肥用量为162、182和214 kg·hm^-2时, 水稻产量较CK分别增长45.6%、45.0%和43.1%, 各施肥处理之间产量差异不显著。磷肥施用也呈现相同趋势, 在相同总施氮量条件下, 当磷肥用量为68、77和90 kg·hm^-2时, 水稻产量较CK分别增长51.7%、45.2%和43.1%, 各施肥处理之间产量差异不显著；且当磷肥施用量达到90 kg·hm^-2(A处理)时, 水稻产量反而比C₃处理(P₂O₅用量为68 kg·hm^-2)降低5.7%。此外, 随着肥料用量增加, 氮、磷肥农学效率均呈下降趋势。不同处理氮肥农学效率呈现A(13.85) < B₂(17.03) < C₂(19.37)的趋势, 磷肥农学效率呈现A(32.93) < B₃(40.40) < C₃(52.29)的趋势。这说明在一定程度上减少氮磷用量既能保证稻米产量, 又能提高肥料的农学效率。表 4显示, 不施肥处理(CK)产量也达到常规施肥处理(A处理)的69.9%；分析原因可能是试验地常年过量施用氮磷肥料, 造成土壤中氮磷盈余。因此, 该地区可尝试稻季氮磷减量25%, 但其产量的持续性仍需要进一步验证。

3 结论

(1) 田面水中TP、TDP和PP浓度随磷肥用量的增加而增加, 在基肥施入后第2天达到峰值后呈下降趋势, 晒田后田面水中磷浓度出现波动。

(2) 田面水中磷素以TDP为主, 且增施氮磷肥料均增加了田面水中TDP所占比例, 同时降低了PP比例。

(3) 田面水中铵态氮浓度随着施氮量的增加而增加, 3次氮肥施用后铵态氮浓度均在第2天达到峰值, 随后快速下降。此外, 增加磷肥用量能增加田面水中氮素的释放。

(4) 随着施肥量的增加, 氮、磷农学效率均降低, 但产量并未随着施肥量的增加而增加。综合肥料农学效率和产量效应, 提出当地氮肥或磷肥在常规用量基础上减施25%是可行的, 但是其产量持续性仍有待验证。