劉源+陳功磊+鄭網宇+陳功磊+鄭網宇+汪吉東+張永春+朱國鵬

摘要： 施肥導致的水體氮流失是重要的面源污染源。開展不同養(yǎng)分來源下，基肥和追肥下不同施肥模式下稻田田面水中的銨態(tài)氮（NH+4-N）、硝態(tài)氮（NO-3-N）、總氮（TN）及可溶性生物量氮（DON）的含量監(jiān)測研究。結果顯示：稻田田面水NH+4-N、TN濃度隨尿素用量增加而增加，無論是單施尿素還是增施豬糞或繼續(xù)增施秸稈，NH+4-N及TN濃度峰值均出現(xiàn)在施肥后4～5 d，基肥施用后的前10 d，田面水以NH+4-N為主，基施尿素的NH+4-N及TN峰值分別達47.6、54.5 mg/L。NO-3-N濃度變化不如NH+4-N明顯，且流失風險較小；DON在施肥后10 d增至峰值后緩慢下降，但占總氮比較高。提高尿素用量或增施豬糞用量，田面水NH+4-N、TN及DON都呈增加趨勢，增施秸稈雖然提高田面水的NH+4-N和TN，但NO-3-N和DON 含量呈下降趨勢。以上結果表明，施肥后的10 d內NH+4-N是重點需要關注的氮形態(tài)，增施豬糞增加氮流失風險，尿素配合豬糞和秸稈施用，可降低田面水的NO-3-N和DON含量。

關鍵詞： 稻田；田面水；氮含量；豬糞；秸稈；氮形態(tài)

中圖分類號： S511.06 文獻標志碼： A 文章編號：1002-1302（2016）03-0381-04

稻田表面水在一定程度上直接反映了投入肥料的釋放過程及部分養(yǎng)分的動態(tài)流向和水稻生長過程的水環(huán)境。畜禽糞便類有機肥料的施用對培肥土壤、保證我國農業(yè)的可持續(xù)發(fā)展發(fā)揮了重要作用。目前生產上，畜禽糞便與秸稈配合施用具有很好的協(xié)同作用，畜禽糞便可以作為秸稈腐解的起爆劑，而秸稈可以調節(jié)畜禽糞便的碳氮比，最終促進作物產量的提高。然而目前農田生態(tài)系統(tǒng)中N和P等營養(yǎng)元素的流失造成的農業(yè)面源污染已成為制約農業(yè)可持續(xù)生產的重要問題[1]。稻田作為重要耕作類型之一，是常見的畜禽糞便及秸稈消納場所，高強度的糞便及秸稈投入很可能超過土地的承載力，對稻田土壤理化性質及環(huán)境產生顯著影響[2]。江蘇省的一項調查結果表明，太湖地區(qū)及周邊流域水體存在N、P超標現(xiàn)象，與稻田中較高N、P等水平及施肥方式有著直接的關系[3]。

太湖地區(qū)及周邊流域肥料的用量遠遠超過了正常施肥量[4]。稻田特殊的鹽水環(huán)境使其田面水養(yǎng)分含量與土壤養(yǎng)分狀況緊密相關。土壤肥力、質地等內在因素，降雨氣溫等環(huán)境因素，以及施肥、耕作等人為活動都會影響田面水養(yǎng)分濃度[5]，其中施肥會在短期內顯著改變稻田田面水表層水養(yǎng)分動態(tài)[6]。本研究針對江蘇省丹陽市的施肥習慣，采用大田小區(qū)試驗探究不同施肥方式下稻田系統(tǒng)中田面水N、P動態(tài)釋放及靜態(tài)浸泡的規(guī)律及特征，為優(yōu)化水稻施肥管理提供科學參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗背景

田間試驗小區(qū)位于農業(yè)部江蘇耕地保育科學觀測站內，具體地址為江蘇省丹陽市云陽鎮(zhèn)長青路（31°54.16′N，119°33.36′E）。該地區(qū)位于環(huán)太湖地區(qū)典型稻麥輪作區(qū)，屬于北亞熱帶季風氣候。供試土壤為粉沙土（中性偏微酸），供試化肥為尿素（含氮46%）、磷酸二氫鉀（含P2O5 40.8%、含K2O 54.0%），有機肥：豬糞（PM）、小麥秸稈（RS）。豬糞和小麥秸稈的養(yǎng)分含量見表1。供試土壤的基本性狀見表2。

1.2 試驗設計

田間小區(qū)選于良種繁育基地內，排灌設施良好。大田小區(qū)面積4 m×5 m=20 m2，共18個小區(qū)，四周設保護行，小區(qū)之間用土壩隔開，順便加鋪塑料薄膜，防止串水串肥，田間面積共計為650 m2。水稻品種為武運粳30號，于2014年5月21日育苗，6月30日人工移栽，各小區(qū)秧苗均按拉線定位栽插。每個小區(qū)均施用磷酸二氫鉀為225 kg/hm2作為基肥，秧苗移栽前施入，豬糞、秸稈在秧苗移栽前5 d 前按每小區(qū)稱量好后均勻施入，并人工翻耕混勻。尿素用量按40%作為基肥，于6月29日施入；60%作為追肥，追肥等量分別于7月24日、8月20日施入。各處理如下：① 不施尿素對照（CK）；② 常規(guī)施氮（N1）；③ 高量施氮（N2）；④ 常規(guī)施氮+豬糞（N1M）；⑤ 高量施氮+豬糞（N2M）；⑥ 常規(guī)施氮+豬糞+秸稈（N1MR），具體施氮量見表3。

1.3 樣品采集與分析

取樣自2014年6月30日秧苗移栽后2 d開始，7月2日到2014年8月2日每隔3 d取田間取樣，共計11次，周期時長為31 d。施肥情況：基肥時間為6月30日、追肥時間為7月24日。取樣時選擇稻秧空隙，避開水樣中比較大的雜質，每小區(qū)采用注射器5點取樣，各10 mL，共計50 mL，混勻后裝入塑料瓶中帶回實驗室測定，當天不能測定的以濃硫酸保存后1周內測定。

測定方法：用0.45 μm濾膜過濾后水樣進行處理，總氮（TN）經過硫酸鉀氧化前處理，和NH+4-N、NO-3-N聯(lián)合采用荷蘭Skalar San+ +連續(xù)流動分析儀測定。溶解態(tài)有機氮通過差減法計算得出：DON=TN-（NH+4-N+NO-3-N）。

所有數(shù)據采用SPSS 13.0和Excel 2010進行分析處理。

2 結果與討論

2.1 不同有機無機配施對田面水銨態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度的變化特征

2.1.1 田面水NH+4-N含量變化動態(tài) 稻田田面水NH+4-N濃度變化特征曲線見圖1。對照處理的田面水NH+4-N濃度始終維持在 3 mg/L左右，隨施尿素量的提高，無論是單施尿素處理，還是尿素配合豬糞處理，各施肥處理在施基肥后5 d濃度達到高峰，隨著時間的推移濃度開始降低，8 d后單施化肥（N1、N2）處理NH+4-N濃度降至其峰值的16.3%～229%，而有機無機配施（N1M、N1M2、N1MR）處理降至其峰值61.3%～78.7%，10 d后各施肥處理接近空白處理（濃度均沒超過4 mg/L）并且之間沒有明顯差異。后期于7月22日開展的追施尿素處理其田面水NH+4-N濃度也在施肥后 5 d 達到峰值。

提高尿素施用量顯著提升田面水中NH+4-N的含量，增施豬糞和秸稈都提高了NH+4-N濃度，而在尿素和豬糞配合基礎上施用秸稈處理（N1MR）其田面水NH+4-N濃度也明顯高于尿素和豬糞處理（N1M），但低于N2M。以上結果表明稻田田面水NH+4-N隨尿素施用量增加而提高，在施用尿素基礎上無論增施豬糞還是豬糞配合秸稈都對稻田水面的NH+4-N含量有提升作用。

2.1.2 田面水硝態(tài)氮（NO-3-N）含量變化動態(tài) 田面水NO-3-N濃度變化特征曲線見圖2?；适┤牒螅魇┓侍幚硖锩嫠鯌B(tài)氮隨養(yǎng)分投入時間的變化與NH+4-N總體保持一致，但處理間差異小于NH+4-N。各施肥處理田面水中NO-3-N含量大致呈現(xiàn)升高后緩慢下降的趨勢?；始白贩屎蟮?～7 d出現(xiàn)峰值，分別為4.55、11.6 mg/L。提高尿素用量，明顯促進稻田田面水NO-3-N含量?；实蛩兀┯昧?70 kg/hm2結合豬糞處理NO-3-N總體保持最高濃度，和NH+4-N一致，但和N2處理（不施豬糞）相比，增施豬糞易促進硝態(tài)氮的轉化，基肥施用8 d N2M處理硝態(tài)氮達到峰值，而N2處理硝態(tài)氮含量仍處于上升趨勢，在14 d才達到峰值，而N2處理對應的NH+4-N變化趨勢則相反，在基肥施用后8 d呈快速下降趨勢，在14 d濃度降至最低區(qū)間。以上顯示尿素配合豬糞顯著提高田面水的NH+4-N及硝態(tài)氮，同時促進尿素向硝態(tài)氮的轉移。在施用尿素225 kg/hm2和豬糞基礎上增施秸稈（N1MR），田面水的硝態(tài)氮始終保持較低水平。

2.2 田面表層水TN和可溶性有機氮濃度的變化特征

2.2.1 田面水TN含量變化動態(tài) 稻田田面水TN濃度變化特征曲線見圖3。由圖3可以看出，受不同施肥處理的影響，稻田田面水TN濃度變化總體表現(xiàn)出在施基肥后5 d濃度達到峰值，隨著時間的推移濃度開始降低，單施化肥（N1、N2）處理11 d后TN濃度降至其峰值的22.25%～52.8%，而有機無機配施（N1M、N1M2、N1MR）處理降至其峰值的 21.4%～296%，11 d后各施肥處理接近空白處理（濃度均為2.5～79 mg/L）并且之間沒有明顯差異。后期于7月22日開展的追施尿素處理其田面水TN濃度也在5 d達到峰值。

各處理間對照的田面水TN濃度始終維持在 6 mg/L左右，隨施尿素量的提高，無論是單施尿素處理，還是尿素配合豬糞處理，都表現(xiàn)為施肥后的5 d內田面水TN濃度都呈上升趨勢；增施豬糞的N1M和N2M處理，其田面水TN含量都明顯高于對應的N1和N2處理，而在尿素和豬糞配合基礎上施用秸稈處理（N1MR）其田面水TN濃度也明顯高于尿素和豬糞處理（N1M），但低于N2M，以上表明稻田田面水TN隨尿素施用量增加而提高，在施用尿素基礎上無論增施豬糞還是豬糞配合秸稈都明顯提高稻田水面的TN含量。N1MR處理不僅高于N1M處理，還明顯高于施氮量較高的純尿素（N2）處理，這可能與秸稈和豬糞在還田過程中使氮素更易于向水體釋放有關。

2.2.2 田面水中NH+4-N/TN比的動態(tài)變化特征 由于尿素進入水體后首先轉化為NH+4-N，NH+4-N轉化為氨氣揮發(fā)，也可能經硝化細菌轉化為硝氮，也可能經反硝化細菌作用生成氮氣等[7]，因此，NH+4-N/TN可以反映氮素轉化潛能與流失潛能的相對水平。從圖4可以看出：施用豬糞及秸稈的施肥處理其在施肥后的11 d內NH+4-N占主導，其比例都在85%以上，而追肥后4 d所有施肥處理達到最大值達到83%以上。以上表明，稻田施用豬糞及秸稈在前期（11 d內）田面水NH+4-N的釋放占主導地位。

2.2.3 田面水可溶性有機氮含量變化動態(tài)及其與總氮的占比 可溶性有機氮（DON）是多數(shù)天然水體中溶解氮的主要組成部分[8]，其活性很高，不僅是作為直接或間接利用的氮源[9]，同時也是許多微生命體包括有毒藻種的氮營養(yǎng)源，可能導致的飲用水安全以及富營養(yǎng)化方面的生態(tài)環(huán)境問題不容忽視[10]。本試驗稻田田面水可溶性有機氮濃度（圖5）與總氮的占比見圖6，結果顯示，對不施肥對照，其田面水所含氮素主要來源為DON，含量在2.0 mg/L波動，施肥處理的DON/TN 在基肥施用10 d后維持較高水平，達12.3%～816%，顯示DON是稻田田面水氮素的重要組成部分。

和NH+4-N隨施肥時間變化特征明顯相比，可溶性有機氮的變化較為復雜。增施豬糞處理稻田田面水可溶性有機氮含量并未明顯高于對應的單施尿素處理，各施肥處理在施肥后11 d田面水可溶性有機氮濃度達到峰值，最高為 9.38 mg/L，且隨時間推移而下降，各處理與對照可溶性有機氮濃度維持在0.5～3 mg/L。在增施豬糞后加入秸稈的N1MR處理田面水可溶性有機氮變化趨勢相對較為平緩，且一直維持在0～2 mg/L水平。以上表明，在尿素增施豬糞基礎上增施秸稈處理，可以使稻田水面維持較低的可溶性有機氮。

3 討論與結論

稻田田面水NH+4-N的濃度取決于尿素水解和氨揮發(fā)、硝化、水稻吸收、土壤顆粒吸附等相反過程相對強弱的結果[11]，因此稻田田面水NH+4-N的濃度取決于上述過程的綜合作用。王靜等研究發(fā)現(xiàn)稻田施用尿素后2 d或4 d田面水的TN、可溶性有機氮和NH4+-N濃度達到峰值，然后隨著時間的推移而迅速降低，至 8～10 d后趨于穩(wěn)定[11]。本研究顯示，NH+4-N濃度在各施肥處理（單施尿素、增施秸稈或豬糞）施肥后的4～5 d內達到峰值，這與馬曉焉等[12]和Park等[13]單施尿素的試驗結果一致，同時也和王靜等[11]NH+4-N在施肥10 d后顯著下降且最終趨于穩(wěn)定的結果相吻合。各NH+4-N/TN 比例在施用基肥后10 d內高達83%以上，且NH+4-N隨外源氮投入增加而呈現(xiàn)上升趨勢（NH+4-N與氮投入量呈顯著正相關，r2=0.637）。以上結果表明無論尿素、尿素增施秸稈還是增施豬糞，田面水的NH+4-N在基肥施用后的前10 d 是田面水中氮流失的主要來源，減少外源氮素投入可以減少田面水的流失風險。

由于稻田長期處于淹水還原環(huán)境，硝化作用較弱，以至于稻田田面水的NO-3-N濃度普遍較低，本研究中，各處理基施下，田面水的NO-3-N含量都維持在6.0 mg/L下，明顯低于10 mg/L的我國Ⅰ類地表水環(huán)境質量標準[14]，因此，在合理的施肥范圍內，一般不會導致田面水中NO-3-N濃度的超標。NO-3-N在基肥施用后6 d出現(xiàn)微弱峰值，追施尿素處理田面的NO-3-N含量也在6 d出現(xiàn)峰值，且由于人為的田間擾動導致NO-3-N含量高達12.0 mg/L，和NH+4-N在基肥、追施處理分別在3～6 d、3 d出現(xiàn)峰值不同，這說明稻田田面水的NO-3-N含量的流失風險較小，且相對NH+4-N在時間上有一定的滯后性。

增施尿素可提高田面水可溶性有機氮含量，但增施豬糞處理前10 d，田面水可溶性有機氮含量不高于甚至低于對應不施豬糞處理，在施用豬糞的同時增施秸稈可以減少稻田田面水可溶性有機氮含量，施尿素225 kg/hm2下施用豬糞和秸稈的處理（NMR）有機態(tài)氮含量則始終保持在2 mg/L以下，這可能與豬糞、秸稈在腐解過程中消耗大量的生物量氮有關[15]。以上表明在尿素基礎上增施鮮豬糞在NH+4-N釋放高峰期內可以減少可溶性有機氮的水體流失。

增施豬糞使田面水NH+4-N濃度顯著升高，這與曹湊貴等的報道[16]一致。由于未腐熟豬糞含有大量NH+4-N及鹽基離子，易造成田面水NH+4-N濃度過高。而有關麥秸歸還后稻田田面水的氮素變化動態(tài)結果與已往研究結果并不一致，王靜等研究發(fā)現(xiàn)秸稈歸還降低稻田田面水的TN、NH+4-N 含量，但溶解態(tài)可溶性有機氮含量呈上升趨勢[11]；鄒建文等的研究則發(fā)現(xiàn)小麥秸稈在水淹條件造成田面水TN、NH+4-N含量升高及N2O的排放增加[17]，本研究發(fā)現(xiàn)在豬糞施用前提下，增施秸稈稻田田面水TN、NH+4-N及NO-3-N都大于對應的不施秸稈的N1M處理，以NH+4-N的差異最大，而秸稈歸還則降低DON含量，顯示在腐解起爆劑-豬糞作用下，秸稈歸還雖然在一定程度上使稻田田面水TN及礦質氮含量提高，但能大幅減少增施豬糞下導致的DON含量偏高問題。

無論尿素、尿素增施秸稈或增施豬糞，NH+4-N都是基肥施用后的10 d內田面水中氮流失的主要來源，其濃度與外源氮的投入量呈正相關，減少外源氮素投入可以減少田面水TN、NH+4-N的流失風險?；适┯?0 d后DON是總氮的重要組分，而NO-3-N及DON受氮投入影響較小。增施豬糞會增加TN、NH+4-N、NO-3-N及DON的流失風險，而增施豬糞再結合秸稈還田可有效降低NO-3-N及DON，從而大大減少環(huán)境風險。

參考文獻：

[1]張維理，徐愛國，冀宏杰，等. 中國農業(yè)面源污染形勢估計及控制對策Ⅲ.中國農業(yè)面源污染控制中存在問題分析[J]. 中國農業(yè)科學，2004，37（7）：1026-1033.

[2]朱兆良.中國土壤氮素研究[J]. 土壤學報，2008，45（5）：778-783.

[3]馬立珊，汪祖強，張水銘，等. 蘇南太湖水系農業(yè)面源污染及其控制對策研究[J]. 環(huán)境科學學報，1997（1）：40-48.

[4]閆德智，王德建，林靜慧.太湖地區(qū)氮肥用量對土壤供氮、水稻吸氮和地下水的影響[J]. 土壤學報，2005，42（3）：440-446.

[5]田玉華，賀發(fā)云，尹 斌，等. 不同氮磷配合下稻田田面水的氮磷動態(tài)變化研究[J]. 土壤，2006，38（6）：727-733.

[6]吳 俊，樊劍波，何園球，等. 不同減量施肥條件下稻田田面水氮素動態(tài)變化及徑流損失研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報，2012（9）：1561-1566.

[7]Hayashi K，Yan X Y. Airborne nitrogen load in Japanese and Chinese agroecosystems[J]. Soil Science and Plant Nutrition，2010，56（1）：2-18.

[8]張敏敏，徐祥玉，張志毅，等. 拋荒對冷浸稻田土壤團聚體及有機碳穩(wěn)定性的影響[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報，2015（5）：563-570.

[9]趙 冬，顏廷梅，喬 俊，等. 太湖地區(qū)綠肥還田模式下氮肥的深度減量效應[J]. 應用生態(tài)學報，2015，26（6）：1673-1678.

[10]葉玉適，梁新強，李 亮，等. 不同水肥管理對太湖流域稻田磷素徑流和滲漏損失的影響[J]. 環(huán)境科學學報，2015，35（4）：1125-1135.

[11]王 靜，郭熙盛，王允青，等. 秸稈還田條件下稻田田面水不同形態(tài)氮動態(tài)變化特征研究[J]. 水利學報，2014（4）：410-418.

[12]馬曉焉，劉 明，李忠佩. 不同豬糞施用量下紅壤水稻土表層水氮磷動態(tài)[J]. 土壤，2015（2）：289-296.

[13]Park H J，Lim S S，Kwak J H，et al. Nitrogen inputs with different substrate quality modified pH，Eh，and N dynamics of a paddy Soil incubated under waterlogged conditions[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis，2015，46（17）：2234-2248.

[14]GB 3838—2002 地表水環(huán)境質量標準[S].

[15]李 瀚，鄧歐平，胡 佳，等. 成都平原農業(yè)廢棄物施用下稻田田面水氮磷動態(tài)變化特征[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報，2015，34（3）：485-493.

[16]曹湊貴，李成芳，寇志奎，等. 不同類型氮肥和耕作方式對稻田土壤氨揮發(fā)的影響[J]. 江西農業(yè)大學學報，2010，32（5）：881-886.

[17]鄒建文，黃 耀，宗良綱，等. 稻田灌溉和秸稈施用對后季麥田N2O排放的影響[J]. 中國農業(yè)科學，2003，36（4）：409-414.