柳云龍　盧小遮　龔峰景　趙永才

摘要：采用具有獨立排灌系統(tǒng)的田間試驗分析研究了施氮后水稻田面水總氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的動態(tài)變化特征。結果表明，施氮能明顯提高田面水氮素含量，其中銨態(tài)氮和總氮的含量遠高于硝態(tài)氮含量，并且總體上隨施肥量的增加而增加。施氮后田面水總氮、銨態(tài)氮濃度均在次日達到最大值，并隨時間的推移而快速下降。第1次追肥后9 d，各小區(qū)田面水總氮濃度降至施肥后1 d的7%～12%，田面水銨態(tài)氮濃度則降為166%～396%，接近于對照小區(qū)，施氮后1周是防止水稻田面水銨態(tài)氮和總氮流失的關鍵時期。

關鍵詞：稻田；總氮；銨態(tài)氮；硝態(tài)氮；變化特征

中圖分類號： S51106文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2017）21-0268-04

收稿日期：2016-06-07

基金項目：浙江省寧波市科技局項目（編號：2008C50016）；上海師范大學校級項目（編號：SK201522）。

作者簡介：柳云龍（1971—），男，安徽池州人，博士，副教授，從事土壤環(huán)境科學的研究。Tel：（021）64328912；E-mail：liu_zju@126com。

近年來，中國農(nóng)業(yè)面源污染問題日趨嚴重，沿海發(fā)達地區(qū)尤為突出，由此引起的水質惡化問題越來越受到重視。水稻是中國尤其是中國東南部地區(qū)最主要的糧食作物，其種植過程中傳統(tǒng)的肥料和水分管理模式可導致農(nóng)田氮磷面源流失加劇，特別是近年來農(nóng)戶為追求更高產(chǎn)量而施入了過量的肥料，使得氮磷積累導致的負面生態(tài)效應遠大于作物的產(chǎn)量增益，水稻田面源污染的控制離不開對持水狀態(tài)下田面水氮素動態(tài)行為特征的研究1-2]。對水質造成影響的行為最有可能發(fā)生在水稻高產(chǎn)田，高產(chǎn)田土壤基礎肥力比較充足，在農(nóng)業(yè)增產(chǎn)和保障糧食供應方面起著重要的作用，但氮、磷肥的施用容易造成氮、磷流失，引起富營養(yǎng)化，破壞水體生態(tài)系統(tǒng)的平衡1，3-4]。氮流失的途徑包括揮發(fā)、流失、土壤滲漏、地表徑流流失等5-7]，其中稻田田面水氮濃度的高低是決定氨揮發(fā)、硝化、反硝化及徑流氮排放多少的關鍵因素8]。面對我國南方地區(qū)農(nóng)田傳統(tǒng)水肥管理模式所引發(fā)的環(huán)境問題，研究制定科學有效的水肥管理措施是目前控制農(nóng)業(yè)面源污染的重要命題，對提高農(nóng)業(yè)生產(chǎn)水平和保護生態(tài)環(huán)境具有重要的意義9]。本研究以浙江寧紹平原高產(chǎn)水稻田為例，通過田間試驗系統(tǒng)觀測田面水氮素的動態(tài)變化特征，分析不同施肥水平下田面水氮素濃度的變化，以期為實施田間氮素優(yōu)化管理模式提供參考。

1材料與方法

11大田試驗設計

試驗地位于浙江省寧波市三七市鎮(zhèn)現(xiàn)代農(nóng)業(yè)示范區(qū)，土壤類型為青紫泥土，土壤質地黏重，土體結構為A-Ap-Gw-G，其中總耕作層（A）為018 m，犁底層（Ap）為010 m，潴育層（Gw）為016 m，潴育層（Gw）以下為潛育層（G）。耕作層土壤平均容重為086 gcm3，孔隙度為6755%，土壤pH值為60，土壤有機質含量為9625 gkg，土壤有效磷、速效鉀含量分別為162、1040 mgkg。供試水稻品種為寧-88，共設16個試驗小區(qū)（每小區(qū)面積6 m×3 m），試驗區(qū)周圍是非試驗保護區(qū)。各小區(qū)間設有隔離帶，以減少側滲和串流。設立獨立的單排單灌系統(tǒng)，灌溉水為當?shù)氐暮铀?。試驗對氮肥的施用進行控制，磷肥的施用及其他的農(nóng)業(yè)管理方式遵循當?shù)氐霓r(nóng)事習慣。

12氮肥施用方案設計

試驗設置5個氮肥處理，供試氮肥為碳酸氫銨、尿素（表1）。2010年7月31日，碳酸氫銨（600 kghm2）、氯化鉀（1125 kghm2）作為基肥施入各小區(qū)田面，隨即用田耙將其與表土進行人工拌勻，施基肥后當天插秧，插秧密度為 32穴列，18穴行，每穴保證有基本苗4株。另外表施2次追肥（蘗肥和穗肥，追肥時間分別為8月7日和8月22日），在田面進水高度達6 cm后進行施肥。小區(qū)區(qū)組隨機排列，3次重復。

13水樣采集與分析

水稻追施蘗肥、穗肥前采集田面水基樣，追施蘗肥后1、3、5、7、9 d以及追施穗肥后1、2、3、5、7 d采集水樣，同時同步采集灌溉水樣。采用100 mL醫(yī)用注射器進行取樣，先用田面水潤洗注射器，然后不擾動土層小心抽取8處上層田面水，共采集水樣 250 mL，注入已用田間水潤洗過的聚乙烯瓶內(nèi)，帶回實驗室進行樣品分析。水樣中硝態(tài)氮濃度的測定采用紫外分光光度法；銨態(tài)氮濃度采用靛酚藍比色法進行測定；水樣中總氮濃度的測定方法為：先經(jīng)過堿性過硫酸鉀在120～124 ℃ 高溫下氧化消煮30 min，將原水樣中的總氮轉化為硝態(tài)氮，再用DU800紫外分光光度計測定其在220、275 nm 2個波長處的吸光度。

2結果與分析

21田面水不同形態(tài)氮素濃度動態(tài)變化

由圖1可知，2次追肥后各試驗小區(qū)田面水總氮與銨態(tài)氮濃度變化特征相似。追肥前各小區(qū)間田面水總氮、銨態(tài)氮濃度相近。追肥后各小區(qū)田面水總氮、銨態(tài)氮濃度迅速提高，在施肥后1 d（8月8日）即出現(xiàn)峰值，施氮處理的各小區(qū)總氮濃度在2239～4844 mgL、銨態(tài)氮在2051～4482 mgL 之間，且總氮、銨態(tài)氮濃度隨著施氮量的增加而增加。隨著第2次追肥量的減少，第2次峰值也降低，總氮濃度的變化范圍為993～2412 mgL，銨態(tài)氮濃度為878～1894 mgL。從追肥后2 d開始，隨著時間的推移，總氮、銨態(tài)氮濃度呈明顯下降趨勢。第1次追肥后3 d（8月10日）各小區(qū)田面水總氮濃度已降至施肥后1 d濃度的5405%～7940%，銨態(tài)氮濃度已降為施肥后1 d濃度的5301%～6854%。追肥后9 d（8月16日），田面水總氮濃度降為268～516 mgL，為施肥后1 d濃度的7%～12%；田面水銨態(tài)氮濃度降為059～167 mgL，為施肥后1 d濃度的166%～396%，接近于空白小區(qū)濃度。第2次追肥后2 d各小區(qū)田面水總氮濃度降至施肥后1 d濃度的5713%～8624%，銨態(tài)氮濃度已降為施肥后1 d濃度的 5940%～8303%。追肥后7 d（8月14日），田面水總氮濃度降為197～266 mgL，為追肥后1 d濃度的 1043%～1985%，銨態(tài)氮濃度降為048～108 mgL之間變化，是施肥后1 d濃度的390%～571%。2次追肥后田面水銨態(tài)氮濃度均在1周左右降至對照小區(qū)不施氮處理水平。尿素作為氮肥施入稻田，迅速發(fā)生水解，銨態(tài)氮是其最初的離子態(tài)分解產(chǎn)物。因此氮肥施用1 d后，田面水中總氮和銨態(tài)氮濃度迅速達到最大值。之后，由于天氣熱、氣溫高，氨的揮發(fā)損失強烈，同時水稻對氮素的吸收以及硝化作用、反硝化作用和氮素滲漏等因素均影響氨的損耗，導致總氮、銨態(tài)氮濃度隨著時間的延長而逐漸下降。endprint

FK（W19]TPLYL111tif]

與銨態(tài)氮相比，田面水硝態(tài)氮濃度峰值出現(xiàn)時間相對滯后（圖2）。2次追肥后1 d硝態(tài)氮濃度的變化較小，第1次追肥后1 d（8月8日）硝態(tài)氮的濃度和施肥前（8月7日）田面水濃度（183～246 mgL）相比，只有輕微的增大，變化范圍為204～259 mgL；第2次追肥后田面水硝態(tài)氮也呈現(xiàn)相似的變化規(guī)律，施肥前（8月22日）田面水硝態(tài)氮的濃度在131～158 mgL之間變化，施肥后1 d（8月23日）硝態(tài)氮濃度在183～208 mgL范圍內(nèi)變化。第1次追肥后，N-1、N-4、N-5小區(qū)田面水硝態(tài)氮濃度在施肥后3 d出現(xiàn)峰值，硝態(tài)氮濃度分別為284、398、382 mgL，N-2和 N-3小區(qū)直到施肥后5 d才出現(xiàn)峰值，硝態(tài)氮濃度分別為 296、311 mgL。第2次施肥后田面水硝態(tài)氮濃度都是在施肥后2 d出現(xiàn)峰值，硝態(tài)氮濃度在207～243 mgL范圍內(nèi)，之后田面水硝態(tài)氮濃度隨著時間的推移呈降低趨勢。在第1次施肥后9 d各施肥處理小區(qū)硝態(tài)氮濃度變化范圍為192～279 mgL，已降至施肥前各小區(qū)田面水硝態(tài)氮濃度（183～246 mgL）水平，第2次施肥后7 d，各施肥處理小區(qū)硝態(tài)氮濃度已降至不施氮處理小區(qū)濃度和第2次追肥前田面水濃度水平，變化范圍在127～152 mgL之間。田面水硝態(tài)氮濃度發(fā)生這種變化的原因，是由于施氮前田面水硝態(tài)氮含量低，硝態(tài)氮含量的增加主要是銨態(tài)氮通過硝化反應而產(chǎn)生的。試驗田采用間歇式進水，稻田不斷充氧，有利于硝化作用的進行，使得化學自養(yǎng)菌可利用HJ13mm]NH4+為原料經(jīng)過氧化反應形成NO3-。這種進水方式使得在根系較少的兼性區(qū)和厭氧區(qū)的反硝化細菌得不到最適宜的環(huán)境，其反應速度較硝化細菌弱，因此硝化作用強于反硝化作用，從而導致硝酸鹽含量的升高。試驗開始時，硝態(tài)氮形成量較小，稻田表面水體中硝態(tài)氮含量也較少，隨著試驗時間的推移，尿素大量分解成銨態(tài)氮，硝化作用變得強烈，遠大于反硝化作用，致使硝態(tài)氮在施肥后3 d或5 d達到最大值。隨后，雖然硝化作用仍然比較強烈，但是由于田面水中氮素總量的下降，致使硝化作用形成的硝態(tài)氮小于損失的硝態(tài)氮，因此硝態(tài)氮隨之不斷下降4，10]

22不同施肥處理水平下氮素濃度動態(tài)變化

由圖3可知，各處理小區(qū)追肥后田面水總氮和銨態(tài)氮濃度整體上遠高于硝態(tài)氮濃度，其中各處理小區(qū)田面水硝態(tài)氮濃度均低于5 mgL，說明水稻田追施尿素能提高田面水總氮和銨態(tài)氮含量，但提高3氮濃度的能力有所差異，具體表現(xiàn)為總氮>銨態(tài)氮>硝態(tài)氮。田面水3氮濃度的提高增加了氮肥流失的可能。如果此時有強降雨或者人為排水，發(fā)生農(nóng)田溢水或徑流流失，銨態(tài)氮是氮素流失的主要形態(tài)；如果沒有地表徑流流失，由于銨態(tài)氮能被土壤顆粒吸附保持，隨著硝化作用的進行，在農(nóng)田氮素田間滲漏損失中硝態(tài)氮是主要的流失形態(tài)11-14]。同時圖3顯示，施氮后各處理小區(qū)田面水3氮濃度整體上隨施肥量的增加而增加。可通過控制施肥量、增加施肥次數(shù)、分次施氮有效降低田面水3氮濃度，降低氮素流失風險。對照小區(qū)（N-0）3氮濃度和其他處理一樣也呈波動變化，但其波動幅度較小，在10 mgL以內(nèi)波動，其田面水總氮和銨態(tài)氮高峰出現(xiàn)在追肥后1～3 d（8月10日，8月23日），這既與空白小區(qū)土壤基礎肥力較高、地下水氮供應有關，也與作為灌溉水源的河流水系水質變化有關。

23灌溉水氮素動態(tài)變化

從圖4可知，灌溉水氮素含量在試驗期間同樣出現(xiàn)2次峰值，在第1次追肥后1 d和3 d（8月8日、8月10日），河水的總氮濃度分別為1093、985 mgL，銨態(tài)氮濃度分別為 706、810 mgL。第2次施肥后1 d（8月23日）灌溉水總氮濃度為811 mgL，銨態(tài)氮濃度為595 mgL，超過了我國的GB3838—2002《地表水環(huán)境質量標準》V類限值。灌溉河水氮素濃度的這種變化與試驗區(qū)外的水稻種植施肥有關，說明在當?shù)貍鹘y(tǒng)的水肥管理模式下，施肥是水田田面水氮素增加的主要原因，連續(xù)降雨或不合理灌溉排水使氮素通過地表徑流和土壤滲漏產(chǎn)生流失成為可能。因此，要控制氮素流失，不僅要在源頭上控制，也要注重氮素使用過程的管理，根據(jù)水稻生長期對氮肥的需要，分次施肥，控制氮肥用量以達到防止氮素大量流失的風險。

3結論

施氮可明顯提高田面水氮素含量，尤其是銨態(tài)氮和總氮的含量，并且整體上隨施肥量的增加而增加，分次施肥能降低田面水氮素的濃度，從而減少氮素流失風險。

施氮后田面水總氮、銨態(tài)氮濃度均在1 d后達到最大值，并隨時間的推移而下降，硝態(tài)氮濃度的變化存在一定的滯后性，施氮后1周內(nèi)是防止水稻田面水銨態(tài)氮和總氮流失的關鍵時期。

灌溉水3氮濃度呈現(xiàn)明顯的波動變化，說明在傳統(tǒng)的水肥管理模式下，存在明顯的氮素流失。因此，需要對施肥方式、施肥水平、灌溉方法以及田間水的管理進行科學研究，從環(huán)境污染控制和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的需要出發(fā)，提出最佳方案，降低農(nóng)田氮的排出負荷。

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