不同来源养分对稻田施肥周期内田面水氮含量的影响

刘源+陈功磊+郑网宇+陈功磊+郑网宇+汪吉东+张永春+朱国鹏

摘要： 施肥导致的水体氮流失是重要的面源污染源。开展不同养分来源下，基肥和追肥下不同施肥模式下稻田田面水中的铵态氮（NH+4-N）、硝态氮（NO-3-N）、总氮（TN）及可溶性生物量氮（DON）的含量监测研究。结果显示：稻田田面水NH+4-N、TN浓度随尿素用量增加而增加，无论是单施尿素还是增施猪粪或继续增施秸秆，NH+4-N及TN浓度峰值均出现在施肥后4～5 d，基肥施用后的前10 d，田面水以NH+4-N为主，基施尿素的NH+4-N及TN峰值分别达47.6、54.5 mg/L。NO-3-N浓度变化不如NH+4-N明显，且流失风险较小；DON在施肥后10 d增至峰值后缓慢下降，但占总氮比较高。提高尿素用量或增施猪粪用量，田面水NH+4-N、TN及DON都呈增加趋势，增施秸秆虽然提高田面水的NH+4-N和TN，但NO-3-N和DON 含量呈下降趋势。以上结果表明，施肥后的10 d内NH+4-N是重点需要关注的氮形态，增施猪粪增加氮流失风险，尿素配合猪粪和秸秆施用，可降低田面水的NO-3-N和DON含量。

关键词： 稻田；田面水；氮含量；猪粪；秸秆；氮形态

中图分类号： S511.06 文献标志码： A 文章编号：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释放过程及部分养分的动态流向和水稻生长过程的水环境。畜禽粪便类有机肥料的施用对培肥土壤、保证我国农业的可持续发展发挥了重要作用。目前生产上，畜禽粪便与秸秆配合施用具有很好的协同作用，畜禽粪便可以作为秸秆腐解的起爆剂，而秸秆可以调节畜禽粪便的碳氮比，最终促进作物产量的提高。然而目前农田生态系统中N和P等营养元素的流失造成的农业面源污染已成为制约农业可持续生产的重要问题[1]。稻田作为重要耕作类型之一，是常见的畜禽粪便及秸秆消纳场所，高强度的粪便及秸秆投入很可能超过土地的承载力，对稻田土壤理化性质及环境产生显著影响[2]。江苏省的一项调查结果表明，太湖地区及周边流域水体存在N、P超标现象，与稻田中较高N、P等水平及施肥方式有着直接的关系[3]。

太湖地区及周边流域肥料的用量远远超过了正常施肥量[4]。稻田特殊的盐水环境使其田面水养分含量与土壤养分状况紧密相关。土壤肥力、质地等内在因素，降雨气温等环境因素，以及施肥、耕作等人为活动都会影响田面水养分浓度[5]，其中施肥会在短期内显著改变稻田田面水表层水养分动态[6]。本研究针对江苏省丹阳市的施肥习惯，采用大田小区试验探究不同施肥方式下稻田系统中田面水N、P动态释放及静态浸泡的规律及特征，为优化水稻施肥管理提供科学参考依据。

1 材料与方法

1.1 试验背景

田间试验小区位于农业部江苏耕地保育科学观测站内，具体地址为江苏省丹阳市云阳镇长青路（31°54.16′N，119°33.36′E）。该地区位于环太湖地区典型稻麦轮作区，属于北亚热带季风气候。供试土壤为粉沙土（中性偏微酸），供试化肥为尿素（含氮46%）、磷酸二氢钾（含P2O5 40.8%、含K2O 54.0%），有机肥：猪粪（PM）、小麦秸秆（RS）。猪粪和小麦秸秆的养分含量见表1。供试土壤的基本性状见表2。

1.2 试验设计

田间小区选于良种繁育基地内，排灌设施良好。大田小区面积4 m×5 m=20 m2，共18个小区，四周设保护行，小区之间用土坝隔开，顺便加铺塑料薄膜，防止串水串肥，田间面积共计为650 m2。水稻品种为武运粳30号，于2014年5月21日育苗，6月30日人工移栽，各小区秧苗均按拉线定位栽插。每个小区均施用磷酸二氢钾为225 kg/hm2作为基肥，秧苗移栽前施入，猪粪、秸秆在秧苗移栽前5 d 前按每小区称量好后均匀施入，并人工翻耕混匀。尿素用量按40%作为基肥，于6月29日施入；60%作为追肥，追肥等量分别于7月24日、8月20日施入。各处理如下：① 不施尿素对照（CK）；② 常规施氮（N1）；③ 高量施氮（N2）；④ 常规施氮+猪粪（N1M）；⑤ 高量施氮+猪粪（N2M）；⑥ 常规施氮+猪粪+秸秆（N1MR），具体施氮量见表3。

1.3 样品采集与分析

取样自2014年6月30日秧苗移栽后2 d开始，7月2日到2014年8月2日每隔3 d取田间取样，共计11次，周期时长为31 d。施肥情况：基肥时间为6月30日、追肥时间为7月24日。取样时选择稻秧空隙，避开水样中比较大的杂质，每小区采用注射器5点取样，各10 mL，共计50 mL，混匀后装入塑料瓶中带回实验室测定，当天不能测定的以浓硫酸保存后1周内测定。

测定方法：用0.45 μm滤膜过滤后水样进行处理，总氮（TN）经过硫酸钾氧化前处理，和NH+4-N、NO-3-N联合采用荷兰Skalar San+ +连续流动分析仪测定。溶解态有机氮通过差减法计算得出：DON=TN-（NH+4-N+NO-3-N）。

所有数据采用SPSS 13.0和Excel 2010进行分析处理。

2 结果与讨论

2.1 不同有机无机配施对田面水铵态氮和硝态氮浓度的变化特征

2.1.1 田面水NH+4-N含量变化动态 稻田田面水NH+4-N浓度变化特征曲线见图1。对照处理的田面水NH+4-N浓度始终维持在 3 mg/L左右，随施尿素量的提高，无论是单施尿素处理，还是尿素配合猪粪处理，各施肥处理在施基肥后5 d浓度达到高峰，随着时间的推移浓度开始降低，8 d后单施化肥（N1、N2）处理NH+4-N浓度降至其峰值的16.3%～229%，而有机无机配施（N1M、N1M2、N1MR）处理降至其峰值61.3%～78.7%，10 d后各施肥处理接近空白处理（浓度均没超过4 mg/L）并且之间没有明显差异。后期于7月22日开展的追施尿素处理其田面水NH+4-N浓度也在施肥后 5 d 达到峰值。

提高尿素施用量显著提升田面水中NH+4-N的含量，增施猪粪和秸秆都提高了NH+4-N浓度，而在尿素和猪粪配合基础上施用秸秆处理（N1MR）其田面水NH+4-N浓度也明显高于尿素和猪粪处理（N1M），但低于N2M。以上结果表明稻田田面水NH+4-N随尿素施用量增加而提高，在施用尿素基础上无论增施猪粪还是猪粪配合秸秆都对稻田水面的NH+4-N含量有提升作用。

2.1.2 田面水硝态氮（NO-3-N）含量变化动态 田面水NO-3-N浓度变化特征曲线见图2。基肥施入后，各施肥处理田面水硝态氮随养分投入时间的变化与NH+4-N总体保持一致，但处理间差异小于NH+4-N。各施肥处理田面水中NO-3-N含量大致呈现升高后缓慢下降的趋势。基肥及追肥后的5～7 d出现峰值，分别为4.55、11.6 mg/L。提高尿素用量，明显促进稻田田面水NO-3-N含量。化肥氮（尿素）用量270 kg/hm2结合猪粪处理NO-3-N总体保持最高浓度，和NH+4-N一致，但和N2处理（不施猪粪）相比，增施猪粪易促进硝态氮的转化，基肥施用8 d N2M处理硝态氮达到峰值，而N2处理硝态氮含量仍处于上升趋势，在14 d才达到峰值，而N2处理对应的NH+4-N变化趋势则相反，在基肥施用后8 d呈快速下降趋势，在14 d浓度降至最低区间。以上显示尿素配合猪粪显著提高田面水的NH+4-N及硝态氮，同时促进尿素向硝态氮的转移。在施用尿素225 kg/hm2和猪粪基础上增施秸秆（N1MR），田面水的硝态氮始终保持较低水平。

2.2 田面表层水TN和可溶性有机氮浓度的变化特征

2.2.1 田面水TN含量变化动态 稻田田面水TN浓度变化特征曲线见图3。由图3可以看出，受不同施肥处理的影响，稻田田面水TN浓度变化总体表现出在施基肥后5 d浓度达到峰值，随着时间的推移浓度开始降低，单施化肥（N1、N2）处理11 d后TN浓度降至其峰值的22.25%～52.8%，而有机无机配施（N1M、N1M2、N1MR）处理降至其峰值的 21.4%～296%，11 d后各施肥处理接近空白处理（浓度均为2.5～79 mg/L）并且之间没有明显差异。后期于7月22日开展的追施尿素处理其田面水TN浓度也在5 d达到峰值。

各处理间对照的田面水TN浓度始终维持在 6 mg/L左右，随施尿素量的提高，无论是单施尿素处理，还是尿素配合猪粪处理，都表现为施肥后的5 d内田面水TN浓度都呈上升趋势；增施猪粪的N1M和N2M处理，其田面水TN含量都明显高于对应的N1和N2处理，而在尿素和猪粪配合基础上施用秸秆处理（N1MR）其田面水TN浓度也明显高于尿素和猪粪处理（N1M），但低于N2M，以上表明稻田田面水TN随尿素施用量增加而提高，在施用尿素基础上无论增施猪粪还是猪粪配合秸秆都明显提高稻田水面的TN含量。N1MR处理不仅高于N1M处理，还明显高于施氮量较高的纯尿素（N2）处理，这可能与秸秆和猪粪在还田过程中使氮素更易于向水体释放有关。

2.2.2 田面水中NH+4-N/TN比的动态变化特征 由于尿素进入水体后首先转化为NH+4-N，NH+4-N转化为氨气挥发，也可能经硝化细菌转化为硝氮，也可能经反硝化细菌作用生成氮气等[7]，因此，NH+4-N/TN可以反映氮素转化潜能与流失潜能的相对水平。从图4可以看出：施用猪粪及秸秆的施肥处理其在施肥后的11 d内NH+4-N占主导，其比例都在85%以上，而追肥后4 d所有施肥处理达到最大值达到83%以上。以上表明，稻田施用猪粪及秸秆在前期（11 d内）田面水NH+4-N的释放占主导地位。

2.2.3 田面水可溶性有机氮含量变化动态及其与总氮的占比 可溶性有机氮（DON）是多数天然水体中溶解氮的主要组成部分[8]，其活性很高，不仅是作为直接或间接利用的氮源[9]，同时也是许多微生命体包括有毒藻种的氮营养源，可能导致的饮用水安全以及富营养化方面的生态环境问题不容忽视[10]。本试验稻田田面水可溶性有机氮浓度（图5）与总氮的占比见图6，结果显示，对不施肥对照，其田面水所含氮素主要来源为DON，含量在2.0 mg/L波动，施肥处理的DON/TN 在基肥施用10 d后维持较高水平，达12.3%～816%，显示DON是稻田田面水氮素的重要组成部分。

和NH+4-N随施肥时间变化特征明显相比，可溶性有机氮的变化较为复杂。增施猪粪处理稻田田面水可溶性有机氮含量并未明显高于对应的单施尿素处理，各施肥处理在施肥后11 d田面水可溶性有机氮浓度达到峰值，最高为 9.38 mg/L，且随时间推移而下降，各处理与对照可溶性有机氮浓度维持在0.5～3 mg/L。在增施猪粪后加入秸秆的N1MR处理田面水可溶性有机氮变化趋势相对较为平缓，且一直维持在0～2 mg/L水平。以上表明，在尿素增施猪粪基础上增施秸秆处理，可以使稻田水面维持较低的可溶性有机氮。

3 讨论与结论

稻田田面水NH+4-N的浓度取决于尿素水解和氨挥发、硝化、水稻吸收、土壤颗粒吸附等相反过程相对强弱的结果[11]，因此稻田田面水NH+4-N的浓度取决于上述过程的综合作用。王静等研究发现稻田施用尿素后2 d或4 d田面水的TN、可溶性有机氮和NH4+-N浓度达到峰值，然后随着时间的推移而迅速降低，至 8～10 d后趋于稳定[11]。本研究显示，NH+4-N浓度在各施肥处理（单施尿素、增施秸秆或猪粪）施肥后的4～5 d内达到峰值，这与马晓焉等[12]和Park等[13]单施尿素的试验结果一致，同时也和王静等[11]NH+4-N在施肥10 d后显著下降且最终趋于稳定的结果相吻合。各NH+4-N/TN 比例在施用基肥后10 d内高达83%以上，且NH+4-N随外源氮投入增加而呈现上升趋势（NH+4-N与氮投入量呈显著正相关，r2=0.637）。以上结果表明无论尿素、尿素增施秸秆还是增施猪粪，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来源，减少外源氮素投入可以减少田面水的流失风险。

由于稻田长期处于淹水还原环境，硝化作用较弱，以至于稻田田面水的NO-3-N浓度普遍较低，本研究中，各处理基施下，田面水的NO-3-N含量都维持在6.0 mg/L下，明显低于10 mg/L的我国Ⅰ类地表水环境质量标准[14]，因此，在合理的施肥范围内，一般不会导致田面水中NO-3-N浓度的超标。NO-3-N在基肥施用后6 d出现微弱峰值，追施尿素处理田面的NO-3-N含量也在6 d出现峰值，且由于人为的田间扰动导致NO-3-N含量高达12.0 mg/L，和NH+4-N在基肥、追施处理分别在3～6 d、3 d出现峰值不同，这说明稻田田面水的NO-3-N含量的流失风险较小，且相对NH+4-N在时间上有一定的滞后性。

增施尿素可提高田面水可溶性有机氮含量，但增施猪粪处理前10 d，田面水可溶性有机氮含量不高于甚至低于对应不施猪粪处理，在施用猪粪的同时增施秸秆可以减少稻田田面水可溶性有机氮含量，施尿素225 kg/hm2下施用猪粪和秸秆的处理（NMR）有机态氮含量则始终保持在2 mg/L以下，这可能与猪粪、秸秆在腐解过程中消耗大量的生物量氮有关[15]。以上表明在尿素基础上增施鲜猪粪在NH+4-N释放高峰期内可以减少可溶性有机氮的水体流失。

增施猪粪使田面水NH+4-N浓度显著升高，这与曹凑贵等的报道[16]一致。由于未腐熟猪粪含有大量NH+4-N及盐基离子，易造成田面水NH+4-N浓度过高。而有关麦秸归还后稻田田面水的氮素变化动态结果与已往研究结果并不一致，王静等研究发现秸秆归还降低稻田田面水的TN、NH+4-N 含量，但溶解态可溶性有机氮含量呈上升趋势[11]；邹建文等的研究则发现小麦秸秆在水淹条件造成田面水TN、NH+4-N含量升高及N2O的排放增加[17]，本研究发现在猪粪施用前提下，增施秸秆稻田田面水TN、NH+4-N及NO-3-N都大于对应的不施秸秆的N1M处理，以NH+4-N的差异最大，而秸秆归还则降低DON含量，显示在腐解起爆剂-猪粪作用下，秸秆归还虽然在一定程度上使稻田田面水TN及矿质氮含量提高，但能大幅减少增施猪粪下导致的DON含量偏高问题。

无论尿素、尿素增施秸秆或增施猪粪，NH+4-N都是基肥施用后的10 d内田面水中氮流失的主要来源，其浓度与外源氮的投入量呈正相关，减少外源氮素投入可以减少田面水TN、NH+4-N的流失风险。基肥施用10 d后DON是总氮的重要组分，而NO-3-N及DON受氮投入影响较小。增施猪粪会增加TN、NH+4-N、NO-3-N及DON的流失风险，而增施猪粪再结合秸秆还田可有效降低NO-3-N及DON，从而大大减少环境风险。

参考文献：

[1]张维理，徐爱国，冀宏杰，等. 中国农业面源污染形势估计及控制对策Ⅲ.中国农业面源污染控制中存在问题分析[J]. 中国农业科学，2004，37（7）：1026-1033.

[2]朱兆良.中国土壤氮素研究[J]. 土壤学报，2008，45（5）：778-783.

[3]马立珊，汪祖强，张水铭，等. 苏南太湖水系农业面源污染及其控制对策研究[J]. 环境科学学报，1997（1）：40-48.

[4]闫德智，王德建，林静慧.太湖地区氮肥用量对土壤供氮、水稻吸氮和地下水的影响[J]. 土壤学报，2005，42（3）：440-446.

[5]田玉华，贺发云，尹 斌，等. 不同氮磷配合下稻田田面水的氮磷动态变化研究[J]. 土壤，2006，38（6）：727-733.

[6]吴 俊，樊剑波，何园球，等. 不同减量施肥条件下稻田田面水氮素动态变化及径流损失研究[J]. 生态环境学报，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]张敏敏，徐祥玉，张志毅，等. 抛荒对冷浸稻田土壤团聚体及有机碳稳定性的影响[J]. 中国生态农业学报，2015（5）：563-570.

[9]赵 冬，颜廷梅，乔 俊，等. 太湖地区绿肥还田模式下氮肥的深度减量效应[J]. 应用生态学报，2015，26（6）：1673-1678.

[10]叶玉适，梁新强，李 亮，等. 不同水肥管理对太湖流域稻田磷素径流和渗漏损失的影响[J]. 环境科学学报，2015，35（4）：1125-1135.

[11]王 静，郭熙盛，王允青，等. 秸秆还田条件下稻田田面水不同形态氮动态变化特征研究[J]. 水利学报，2014（4）：410-418.

[12]马晓焉，刘 明，李忠佩. 不同猪粪施用量下红壤水稻土表层水氮磷动态[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 地表水环境质量标准[S].

[15]李 瀚，邓欧平，胡 佳，等. 成都平原农业废弃物施用下稻田田面水氮磷动态变化特征[J]. 农业环境科学学报，2015，34（3）：485-493.

[16]曹凑贵，李成芳，寇志奎，等. 不同类型氮肥和耕作方式对稻田土壤氨挥发的影响[J]. 江西农业大学学报，2010，32（5）：881-886.

[17]邹建文，黄 耀，宗良纲，等. 稻田灌溉和秸秆施用对后季麦田N2O排放的影响[J]. 中国农业科学，2003，36（4）：409-414.