減肥措施對稻田田面水氮、磷動態(tài)變化特征的影響

呂亞敏,吳玉紅,李洪達,雷 同,呂家瓏①

(1.西北農林科技大學資源環(huán)境學院/ 農業(yè)部西北植物營養(yǎng)與農業(yè)環(huán)境重點實驗室,陜西 楊凌 712100;2.漢中市農業(yè)科學研究所,陜西 漢中 723000)

近年來,面源污染尤其是農業(yè)生產和農村生活引起的農業(yè)面源污染已經成為水體富營養(yǎng)化的重要來源[1]。而氮、磷流失是引起水體富營養(yǎng)化的關鍵因子[2]。當水體中氮、磷等營養(yǎng)物質濃度過高時,會使一些藻類大量增殖,導致水體含氧量過低,水生生物大量死亡,從而降低水體利用價值,破壞水體生態(tài)平衡[3]。

目前,我國氮肥利用率為20%～45%,磷肥利用率為10%～25%,水稻生產上氮肥損失率達30%～70%[4-5]。施入農田的氮磷肥料除了被作物吸收和土壤固定外,其余均以田面徑流、滲漏、氨揮發(fā)、硝化-反硝化等形式損失,而徑流是稻季田面水養(yǎng)分流失的主要途徑[6-7]。湯秋香等[8]研究表明,田面水對溝渠水氮、磷增荷率分別達73%和82%,因此研究田面水中氮磷濃度具有重要意義。施澤升等[9]研究表明,稻田控制磷肥流失的關鍵時期是施肥后2周內,而周萍等[10]則認為,磷肥施入后7 d內是磷徑流流失的高峰期;金斌斌等[11]研究表明氮肥施入后4 d內是控制稻田排水、避免氮流失的關鍵時期,也有人認為施氮9 d內是氮流失的關鍵時期[12]。由此可見,不同地區(qū)稻季田面水中氮、磷流失對水體的潛在風險不同。因此,有必要針對具體的水稻種植區(qū)氮磷環(huán)境風險進行研究。

陜南地區(qū)漢江丹江口水庫是國家南水北調中線工程的重要水源地,研究漢江、丹江水質優(yōu)劣對于保障南水北調中線工程水源地水質具有重要的現實意義。而目前大部分研究集中在太湖地區(qū)[13-14],有關陜南漢江丹江流域水稻種植過程中氮、磷徑流風險研究鮮有報道。筆者通過田間定點試驗,以水稻種植過程中氮、磷減量為目標,研究稻季田面水中氮、磷動態(tài)變化特征以及減量施肥對水稻產量和肥料農學效率的影響,對指導當地施肥、減少氮磷損失和保護水體生態(tài)環(huán)境具有重要的現實意義。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地位于陜西省漢中市勉縣金沙灘農業(yè)園區(qū)(北緯33°08′27.089″,東經106°56′6.832″),瀕臨漢江丹江水源區(qū)。該地屬北亞熱帶氣候區(qū),年平均氣溫為14.5 ℃,年降水量為800～1 500 mm,年日照時數為1 590 h。供試土壤為水稻土,其0～20 cm耕層土壤基本理化性質如下:w(有機質)為15.74 g·kg-1,w(全氮)為1.35 g·kg-1,w(全磷)為0.65 g·kg-1,w(堿解氮)為176 mg·kg-1,w(速效磷)為31.0 mg·kg-1,w(速效鉀)為144 mg·kg-1,pH值為6.66〔V(水)∶m(土)為2.5∶1〕。

1.2 試驗設計與處理

試驗設置6個處理,每個處理3次重復,小區(qū)面積為30 m2,小區(qū)區(qū)組隨機排列。小區(qū)田埂處埋設50 cm高的彩鋼瓦,彩鋼瓦埋入地下30 cm,以減少各小區(qū)之間田面水的側滲、串流。中間有灌渠溝通各小區(qū)。

試驗于2016年5月28日移栽水稻,水稻品種為黃華占(陜西省漢中市農業(yè)科學研究所提供),大田栽插密度為1.25×105穴·hm-2,每穴插2株。氮肥、鉀肥分別作基肥(5月28日)、分蘗肥(6月4日)和穗肥(7月24日)施入,磷肥全部基施。各處理肥料用量見表1,氮、鉀肥施用比例見表2。其中,CK為空白處理,A為當地常規(guī)施肥水平。

表1 各處理施肥量Table 1 Fertilizer application amount of different treatments

氮、磷、鉀分別來自尿素(氮含量w為46%)、磷酸二銨(總養(yǎng)分含量w為64%)和氯化鉀(鉀含量w為60%)。6月20日至7月24日曬田。

1.3 采樣及測定

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日共采集田面水樣品8次。取樣時,用100 mL醫(yī)用注射器抽取各小區(qū)4處田面水混合作為1個水樣,注入500 mL小塑料瓶中,24 h內測定完畢。未能當天分析的水樣保存在4 ℃冰箱中,于次日分析。

表2 各處理氮、鉀肥施用比例Table 2 Fertilizer distribution of N and K2O of different treatments kg·hm-2

將水樣過0.45 μm孔徑濾膜,用鉬酸銨分光光度法測定濾液中可溶性總磷(TDP)和可溶態(tài)反應性無機磷(MRP)濃度,剩余的未過濾水樣用于測定總磷(TP)濃度?？扇軕B(tài)反應性有機磷(DOP)和顆粒態(tài)磷(PP)濃度用差減法計算得到。銨態(tài)氮(NH4+-N)和硝態(tài)氮(NO3--N)濃度用流動分析儀測定。

1.4 數據統(tǒng)計分析方法

采用Microsoft Excel 2007對數據進行整理和計算,采用Origin 8.0作圖,采用SAS 8.0進行多重比較,差異顯著性檢驗方法為Duncan新復極差法(P<0.05)。

2 結果與討論

2.1 施肥水平對田面水氮素變化特征的影響

2.1.1 施肥水平對田面水銨態(tài)氮濃度變化的影響

無機態(tài)氮是田面水中氮素的主要形態(tài),故通常將無機態(tài)氮作為衡量農田排水污染狀況的主要指標。而筆者試驗中并未使用有機肥料,且銨態(tài)氮和硝態(tài)氮是無機態(tài)氮的主要形態(tài)(亞硝態(tài)氮濃度較低,可以忽略不計),故對兩者進行如下分析。

如圖1所示,基肥施用后第2天,各施肥處理田面水銨態(tài)氮濃度達峰值,最大濃度為47.75～96.17 mg·L-1。施基肥后5 d內下降迅速,在第5天,各施肥處理銨態(tài)氮濃度下降為第2天的17.5%～29.1%,但仍為CK的7.6～12.8倍。分蘗肥施用后,田面水中銨態(tài)氮濃度變化規(guī)律與基肥施用后基本一致,施分蘗肥后5 d各施肥處理銨態(tài)氮濃度為第2天的11.4%～25.8%。穗肥施用后,田面水銨態(tài)氮濃度峰值較前兩次施肥小,A處理最大濃度僅為21.7 mg·L-1。

各處理施肥量見表1。

施澤升等[9]在洱海的研究表明,基肥施入后 3～5 d銨態(tài)氮濃度才達到頂峰。而筆者研究發(fā)現,基肥施入后銨態(tài)氮濃度在第2天達到峰值,可能是因為除了尿素施入后迅速分解為銨態(tài)氮外,筆者選用磷酸二銨作為磷肥來源,直接帶入的銨態(tài)氮導致其濃度在更短的時間達到峰值。此外,7月24日施入穗肥后,呈現B3、C3處理田面水中銨態(tài)氮濃度反而低于B2、C2處理的現象,推測可能是曬田引起的硝化和氨揮發(fā)增強以及施肥綜合作用所致,具體原因有待于進一步試驗研究。

此外,基施中不同水平磷肥情況下,等量氮肥所產生的田面效應不同,呈現施磷量多、田面水中銨態(tài)氮濃度相應也高的現象。各處理施肥初期田面水中銨態(tài)氮濃度由大到小依次為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)。這可能是因為磷素對田面水中銨態(tài)氮的釋放具有一定的促進作用;尹愛經等[15]研究表明污水中氮磷存在正交互作用,即提高磷濃度能促進氮素的吸收。王偉妮等[16]研究表明在合理施用肥料的條件下,某種肥料用量較低時,能夠促進另一種肥料的釋放。

2.1.2 施肥水平對田面水硝態(tài)氮濃度變化的影響

如圖2所示,各個時期田面水中硝態(tài)氮濃度顯著低于銨態(tài)氮,最大濃度僅為6.35 mg·L-1。田面水中硝態(tài)氮濃度動態(tài)變化過程復雜,但不同施氮水平之間差異不大。田面水硝態(tài)氮濃度峰值并未在基肥施入后第2天出現,而是在第5天出現。分蘗肥施用后也呈現相同趨勢,出現峰值之后,濃度下降至較低水平,13 d后濃度下降至0.65 mg·L-1以下。推測原因可能是在氮肥施入之前,田面水中硝態(tài)氮濃度較低,尿素施入后首先轉化為銨態(tài)氮,而后再經過硝化作用轉化為硝態(tài)氮,從而導致硝態(tài)氮濃度峰值出現時間比銨態(tài)氮推遲。而且除了滲漏損失外,隨著淹水時間的增加,水中含氧量降低,在一定程度上抑制了硝化作用的進行,此時銨態(tài)氮濃度降低并不能提高硝態(tài)氮濃度,從而導致硝態(tài)氮濃度降低。

筆者研究發(fā)現,施肥后5 d內,尤其是在基肥施入后是控制氮流失的關鍵時刻。這是由于當地習慣重施基肥而輕施追肥,而且在苗期水稻植株較小,根系尚未發(fā)育完全,對氮素的需求量也較小,此時期應該盡量避免徑流的產生。

各處理施肥量見表1。

2.2 施肥水平對田面水磷素變化特征的影響

2.2.1 施肥水平對田面水磷素動態(tài)變化的影響

如圖3所示,基肥施入土壤后,田面水中TP、TDP、PP濃度均迅速提高,且隨著施磷量的增加而增加。隨著時間的推移,TP、TDP和PP濃度都呈下降趨勢,且在基肥施入9 d內下降迅速,12 d后各處理濃度差異不明顯,TP濃度維持在0.3 mg·L-1以下。這可能是由植物吸收、磷徑流和滲漏損失以及土壤對磷的固定所致,可以用“土壤對磷素的吸收,反而使田間磷素凈化”[3]加以解釋。此外,在磷肥水平一定的條件下,增施氮肥能在一定程度上增加田面水中TDP濃度,施肥初期C2處理ρ(TDP)為4.56 mg·L-1,A處理為5.18 mg·L-1。

7月25日采集的各處理樣品中磷濃度出現波動,這可能是因為此次樣品為曬田結束后第1次采集的,曬田期間,土壤微生物活性增強,從而提高了土壤中磷素有效性;且追肥時擾動了表土層,在一定程度上促進了土壤磷素的釋放。

因此,磷肥施入9 d內和曬田結束后是磷流失的高峰期,在此期間應該盡量避免因稻田排水或降雨引起的徑流。

2.2.2 施肥水平對田面水不同形態(tài)磷分配比例的影響

如圖4所示,除CK處理PP濃度比例達到58.4%外,其他處理田面水磷素均以TDP(TDP為MRP與DOP之和)形式存在,占TP的52.0%～67.8%,其中A處理TDP所占比例最高,達67.8%。

HECKRATH等[17]認為利用排水中MRP濃度能有效預測對應土壤速效磷(olsen-P)濃度的“突變點”用以預測土壤磷素淋溶趨勢。鑒于田面水磷濃度及分配比例與施磷水平及磷素淋溶之間存在密切關系,所以對磷肥基施后田面水中磷濃度及分配比例與磷肥水平進行如下分析。

各處理施肥量見表1。

如表3所示,隨著磷肥用量的增加,TP、TDP和PP濃度均有不同程度的提升。與CK相比,A、B3和C3處理TP濃度分別增加7.66、4.94和3.2倍,TDP濃度增加9.61、6.30和3.22倍,PP濃度增加6、3.78和3.19倍；且各施肥處理間TP、TDP濃度差異顯著(P<0.05),只有當磷肥施用水平達到90 kg·hm-2(A處理)時,PP濃度才顯著增加(P<0.05)。此外,磷肥施用水平對田面水中各形態(tài)磷的分配比例也有一定影響。隨著磷肥施用量的增加,MRP占TP比例不斷增加,而PP占TP比例卻呈現隨磷肥用量增加而不斷降低的趨勢。這具體表現為磷肥施用量為68、77和90 kg·hm-2時,MRP/TP比值分別為0.28、0.31和0.47,PP/TP比值分別為0.48、0.37和0.32。這可能是因為施肥引起的TP濃度增加主要是由于田面水中TDP濃度增加所致,而且磷肥通常淺施于表層而PP又容易沉淀所致。

各處理施肥量見表1。所有數據為2016年基肥施入后3次測定結果的平均值。PP為顆粒態(tài)磷，DOP為可溶態(tài)反應性有機磷，MRP為可溶態(tài)反應性無機磷。

2.3 減量施肥對水稻產量和氮磷農學效應的影響

如表4所示,與CK相比,施入氮磷肥料均能顯著增加稻米產量,但產量并不隨著施肥量的增加而持續(xù)增長。在相同總施磷量條件下,當氮肥用量為162、182和214 kg·hm-2時,水稻產量較CK分別增長45.6%、45.0%和43.1%,各施肥處理之間產量差異不顯著。磷肥施用也呈現相同趨勢,在相同總施氮量條件下,當磷肥用量為68、77和90 kg·hm-2時,水稻產量較CK分別增長51.7%、45.2%和43.1%,各施肥處理之間產量差異不顯著；且當磷肥施用量達到90 kg·hm-2(A處理)時,水稻產量反而比C3處理(P2O5用量為68 kg·hm-2)降低5.7%。此外,隨著肥料用量增加,氮、磷肥農學效率均呈下降趨勢。不同處理氮肥農學效率呈現A(13.85)

表3 磷肥水平對稻田田面水磷濃度及分配比例的影響Table 3 Effects of P concentration and distribution in surface water under different P levels

表4 不同氮磷水平下水稻產量和氮、磷農學效率的變化Table 4 Changes of rice field and agronomy efficiency of N and P under different treatments

3 結論

(1)田面水中TP、TDP和PP濃度隨磷肥用量的增加而增加,在基肥施入后第2天達到峰值后呈下降趨勢,曬田后田面水中磷濃度出現波動。

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

(3)田面水中銨態(tài)氮濃度隨著施氮量的增加而增加,3次氮肥施用后銨態(tài)氮濃度均在第2天達到峰值,隨后快速下降。此外,增加磷肥用量能增加田面水中氮素的釋放。

(4)隨著施肥量的增加,氮、磷農學效率均降低,但產量并未隨著施肥量的增加而增加。綜合肥料農學效率和產量效應,提出當地氮肥或磷肥在常規(guī)用量基礎上減施25%是可行的,但是其產量持續(xù)性仍有待驗證。

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