郭勝利，張樹蘭，黨廷輝，郭李萍，李麗君，高鵬程，王 蕊

(1.西北農(nóng)林科技大學(xué)水土保持研究所 楊凌 712100； 2.西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院 楊凌 712100； 3.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所 北京 100081； 4.山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院/山西省土壤環(huán)境與養(yǎng)分資源重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 太原 030031)

氮磷化肥投入是提高糧食產(chǎn)量，保障糧食安全的重要措施。目前，很多作物體系氮磷養(yǎng)分的輸入早已超過了作物需求量。據(jù)估計(jì)，作物生產(chǎn)體系中全球氮肥利用率已從1950年的68%降低到2010年的47%，磷肥利用率在1950—2000年間從60%降低到44%[1-2]。1940—2008年間土壤氮?dú)埩袅糠€(wěn)定在每年50 kg·hm-2(1.1～229 kg·hm-2)[3]； 在氮肥施入量較高的區(qū)域，土壤氮含量已呈現(xiàn)飽和狀態(tài)[4-5]。農(nóng)田土壤磷的凈殘留量從1950年的每年1 kg 增加到2000年的每年8 Mt，1970—2010年間磷累積約210 Mt[6]。自20 世紀(jì)80年代以來，我國農(nóng)田氮肥、磷肥的投入大幅度升高。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2010年我國農(nóng)田氮肥消費(fèi)量27.9 Mt，磷肥消費(fèi)量5.3 Mt[7]。目前，我國農(nóng)田整體上處于富磷狀態(tài)，從1980年土壤盈余4.6 kg·hm-2提高到2012年42.1 kg·hm-2[8]。盈余的氮磷養(yǎng)分進(jìn)入水體(河流和地下水)或以氣體形式排放到大氣，造成水體富營養(yǎng)化、飲用水硝酸鹽污染、生物多樣性喪失、加劇氣候變化等諸多負(fù)面影響[1，9-12]。如何在保障糧食安全的同時降低環(huán)境危害日益引起全球的關(guān)注[13-15]。

在歐美等發(fā)達(dá)國家，由于農(nóng)業(yè)集約化發(fā)展早于中國，自20 世紀(jì)50—80年代農(nóng)業(yè)面源污染問題日益嚴(yán)重。而自20 世紀(jì)80年代末以來歐美發(fā)達(dá)國家開始重視對農(nóng)業(yè)面源污染的研究和治理。此后，歐盟國家氮磷化肥用量分別下降約30%和50%。地下水硝酸鹽污染有所緩解，湖泊和近海域水體富營養(yǎng)化也得到一定程度改善[16]。反觀中國，自1970s 以后，各大湖泊、重要水域的水體污染，特別是水體的氮磷富營養(yǎng)化問題急劇惡化； 由于20 世紀(jì)80年代大量化肥的投入，90年代以后我國農(nóng)業(yè)面源污染日益加重，在北方集約化農(nóng)區(qū)主要表現(xiàn)為氮素淋溶及地下水硝酸鹽污染[17-18]。褐土區(qū)主要分布于關(guān)中盆地、晉南盆地和豫西，為我國傳統(tǒng)的糧食種植區(qū)。早在1990s 褐土區(qū)農(nóng)田土壤硝態(tài)氮的淋失問題就引起了學(xué)者的關(guān)注[19]，并就農(nóng)業(yè)土壤中的深層硝態(tài)氮積累與施肥、作物、降水、耕作措施以及土壤性狀的關(guān)系進(jìn)行了系統(tǒng)評價(jià)[20]。與此同時，褐土地區(qū)氮肥施用對環(huán)境污染的影響[21]及地下水氮素污染逐步引起關(guān)注[22-24]。

褐土發(fā)育于富含石灰的黃土母質(zhì)上，土層深厚，土壤黏化過程明顯，土體構(gòu)型中黏化層、淋溶淀積層在水鹽運(yùn)移過程中的阻控作用明顯。與同緯度華北平原的潮土相比，褐土區(qū)降水偏少，殘留土壤的硝態(tài)氮會產(chǎn)生顯著積累。近年來該區(qū)域除傳統(tǒng)糧食作物外，菜田、果園發(fā)展迅速，過量施肥和粗放灌溉現(xiàn)象普遍，土壤剖面中氮磷殘留問題日益嚴(yán)重[25-28]，大量殘留在土壤深層的硝態(tài)氮對地下水的潛在威脅也日益嚴(yán)重[29]。褐土區(qū)由于土壤碳酸鹽含量高，對磷肥的固定作用強(qiáng)烈，這些特性在磷肥大量施用的20 世紀(jì)80年代顯著影響了磷素在土壤中的吸附、轉(zhuǎn)化和移動[30-34]。但隨著磷肥40 余年的持續(xù)投入，褐土區(qū)農(nóng)田土壤磷的飽和吸附度逐漸升高，耕層土壤中磷素移動性逐漸升高[35-36]。另外，汾渭河谷的褐土區(qū)既是農(nóng)田集中區(qū)，也是大中城市、村鎮(zhèn)的分布地。盡管已有研究發(fā)現(xiàn)，地下水硝酸鹽與大量氮肥施用密切相關(guān)，但生活污水及動物源的硝態(tài)氮來源同樣不容忽視[37]。明確地下水不同來源硝酸鹽所占比重是制定其消減的基礎(chǔ)。基于此，本研究重點(diǎn)分析褐土區(qū)農(nóng)田土壤氮磷的盈余狀況，辨識農(nóng)田氮磷的淋溶特點(diǎn)，評價(jià)田間管理措施對氮磷淋溶的影響，對該區(qū)域綠色發(fā)展具有重要的理論價(jià)值和現(xiàn)實(shí)意義。

1 材料與方法

1.1 褐土區(qū)農(nóng)田土壤氮、磷的盈余狀況

關(guān)中盆地位于陜西省中部，西起寶雞，東至潼關(guān)，南依秦嶺，北抵北山。東西長約330 km，南北寬30～100 km，面積約2×104km2。屬暖溫帶半干旱、半濕潤氣候區(qū)。平均氣溫12.0～13.6 ℃，年均降水量550～750 mm，多年平均蒸發(fā)量1000～1200 mm。關(guān)中盆地集中了陜西省60%以上的人口和80%的工業(yè)以及52%的耕地，為汾渭河谷典型的糧食生產(chǎn)基地。本研究以關(guān)中盆地為對象，從氮、磷化肥投入，土壤氮磷殘留，地下水中氮磷含量及其作物產(chǎn)量入手，在區(qū)域尺度上深入分析褐土區(qū)農(nóng)田土壤氮磷的盈余特征。

數(shù)據(jù)來源： 1)作物、土壤數(shù)據(jù)。包括關(guān)中盆地3000 多農(nóng)戶氮肥和磷肥投入量、作物[冬小麥(Triticum aestivum)、玉米(Zea mays)]產(chǎn)量調(diào)查數(shù)據(jù)(2012年)； 土壤養(yǎng)分調(diào)查數(shù)據(jù)，采用網(wǎng)格法，每1 km2設(shè)置1 個采樣點(diǎn)，對關(guān)中盆地5 市(西安市、咸陽市、寶雞市、渭南市與韓城市)32 個區(qū)縣的農(nóng)田土壤耕層(0～20 cm)采樣，利用GPS 測定各采樣點(diǎn)經(jīng)緯度，利用常規(guī)分析方法測定各樣點(diǎn)氮磷養(yǎng)分含量。2)地下水中氮磷含量數(shù)據(jù)。2016—2017年在陜西關(guān)中盆地采集地下水樣品213 個。依據(jù)關(guān)中盆地的土地利用結(jié)構(gòu)，采樣區(qū)包括蔬菜種植區(qū)、糧食作物種植區(qū)、居民生活區(qū)(20～30年前為農(nóng)田)，每個區(qū)設(shè)置3 個對照區(qū)(當(dāng)?shù)氐叵滤尘?，未受人類活動影?。3)土壤深層剖面硝態(tài)氮數(shù)據(jù)。采集23 個典型關(guān)中盆地農(nóng)田0～600 cm 土壤剖面樣品用于測定土體中硝態(tài)氮的含量分布。

1.2 褐土區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤氮磷淋失機(jī)制

1)施肥量、作物產(chǎn)量和氮磷淋失量耦合關(guān)系。施肥促進(jìn)作物增產(chǎn)，但施肥過量會導(dǎo)致農(nóng)田土壤氮磷淋失，為更好地描述施肥量、作物產(chǎn)量和氮磷淋失量的關(guān)系，本研究采用Johnson 等[38]1995年提出的“安全施肥區(qū)間(safety zone)”的概念。施氮量達(dá)到作物的最高產(chǎn)量后，土壤剖面中并沒有導(dǎo)致礦質(zhì)氮積累，但當(dāng)進(jìn)一步提高施氮量至一定數(shù)值時，才會導(dǎo)致土壤剖面中礦質(zhì)氮的顯著積累。從作物達(dá)到最高產(chǎn)量到土壤剖面中礦質(zhì)氮顯著積累這一施肥區(qū)間，稱為“安全施肥區(qū)間”。這一概念為深入分析施肥量、作物產(chǎn)量和氮磷淋失間的關(guān)系提供了思路。我們依托1984年設(shè)立于陜西省渭北旱塬的長期肥料試驗(yàn)[39]，選取其中10 個氮磷水平處理，結(jié)合每年監(jiān)測的作物產(chǎn)量和地上部生物量及定期開展的耕層土壤氮磷性狀變化監(jiān)測數(shù)據(jù)、0～300 cm 土壤剖面硝態(tài)氮含量數(shù)據(jù)(2000年)，深入分析農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)施肥量、作物產(chǎn)量、氮磷利用效率、硝態(tài)氮淋失量或磷積累量與環(huán)境安全施肥量之間的關(guān)系。

2)土壤微生物對硝態(tài)氮的阻控作用。農(nóng)田土壤硝態(tài)氮淋溶、氧化亞氮及氮?dú)獾呐欧藕桶睋]發(fā)等氮素的轉(zhuǎn)化過程都與土壤微生物有關(guān)，其中由土壤微生物驅(qū)動的硝化和反硝化作用是土壤氮素循環(huán)的兩個關(guān)鍵過程。探明土壤硝化和反硝化微生物在阻控土壤硝態(tài)氮淋溶中的潛在作用及其對土壤硝態(tài)氮淋溶的阻控效果，會更有利于生物阻控措施形成和推廣。依托秸稈試驗(yàn)(詳見1.3 節(jié))，我們探索了春玉米種植體系中土壤微生物變化對硝態(tài)氮遷移和積累的影響。

1.3 褐土區(qū)農(nóng)田土壤氮磷淋失阻控措施和影響因素

針對褐土區(qū)的農(nóng)田和菜地，在陜西、山西和河北共設(shè)4 個試驗(yàn)。輪作(冬小麥-夏玉米)種植體系，依托西北農(nóng)林科技大學(xué)“國家黃土肥力與肥料效益長期監(jiān)測基地”的長期定位試驗(yàn)(楊凌)進(jìn)行； 單作(春玉米)種植體系依托陜西長武農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站(長武)進(jìn)行； 露地蔬菜以“春黃瓜(Cucumis sativus)/番茄(Lycopersicon esculentum)/甘藍(lán)(Brassica oleracea)-大白菜(Brassica rapa pekinensis)”種植體系為對象，依托河北保定清苑(潮)褐土區(qū)典型露地菜地進(jìn)行； 設(shè)施蔬菜以西葫蘆(Cucurbita pepo)種植體系為研究對象，依托山西省農(nóng)業(yè)科學(xué)院設(shè)施蔬菜地進(jìn)行(表1)。

2 結(jié)果與分析

2.1 典型褐土區(qū)氮磷投入量、土壤氮磷含量與地下水氮磷含量

關(guān)中盆地大量田間調(diào)查數(shù)據(jù)顯示，無論玉米種植系統(tǒng)還是冬小麥種植系統(tǒng)，隨著施肥量的提高，作物并沒有呈現(xiàn)增產(chǎn)效應(yīng)。在玉米季，氮肥施用量大于250 kg(N)·hm?2后，產(chǎn)量反而呈現(xiàn)降低趨勢； 在小麥季，超過200 kg(N)·hm?2施氮量后，產(chǎn)量開始降低，磷肥超過25 kg(P2O5)·hm?2水平時，產(chǎn)量已經(jīng)無響應(yīng)(圖1)。這些結(jié)果表明，褐土區(qū)施肥的產(chǎn)量效應(yīng)已經(jīng)顯著不同于化肥開始大量投入的20 世紀(jì)80年代初。以往的大量田間結(jié)果表明，包括褐土區(qū)農(nóng)田隨著氮磷化肥投入的提高，作物產(chǎn)量逐步提高直至達(dá)到最高產(chǎn)。但經(jīng)過近40年的持續(xù)化肥投入后，農(nóng)田土壤產(chǎn)量效應(yīng)明顯降低。農(nóng)田土壤中大量的氮磷殘留間接佐證了這一點(diǎn)。在關(guān)中盆地調(diào)查農(nóng)田0～600 cm 土壤剖面中硝態(tài)氮含量分布顯示，該區(qū)域農(nóng)田土壤中最高硝態(tài)氮?dú)埩袅考s300 kg(N)·hm?2，其中75%殘留在100 cm 土層以下。這些現(xiàn)象表明，該地區(qū)農(nóng)田/蔬菜地中存在大量氮肥殘留，而且大量殘留的硝態(tài)氮有向土壤深層遷移的現(xiàn)象(圖2)。相應(yīng)地，關(guān)中盆地80%耕層土壤有效磷(Olsen-P) 已超過20 mg(P)·kg?1，顯著不同于20 世紀(jì)80年代初的土壤缺磷狀況[當(dāng)時大部分耕層土壤Olsen-P 含量低于5 mg(P)·kg?1]。這些結(jié)果表明，經(jīng)過40 多年的化肥投入，關(guān)中盆地農(nóng)田土壤施肥過量、土壤中氮磷殘留和積累現(xiàn)象嚴(yán)重。相應(yīng)地，對2017年采集的213 個地下水樣本氮含量的分析發(fā)現(xiàn)，關(guān)中地區(qū)地下水硝態(tài)氮含量超過11 mg·L?1(WHO 飲用水標(biāo)準(zhǔn))的樣點(diǎn)接近15%，并且存在顯著的空間分布特征(圖3)。超標(biāo)地區(qū)主要分布在渭南北、蒲城南、臨潼及渭河流域中上游一帶。地下水氮素含量高值地區(qū)與采樣點(diǎn)化肥用量高且地下水位較高有關(guān)，而地下水位相對較低或施肥量較低的其他采樣點(diǎn)化肥的影響明顯較小。與硝態(tài)氮含量分布不同，大部分取樣點(diǎn)的磷含量較低[低于0.05 mg(P)·L?1]，但也發(fā)現(xiàn)藍(lán)田縣等局部的高值區(qū)域，這可能與這些區(qū)域長期有機(jī)肥或畜牧養(yǎng)殖廢棄物的施用有關(guān)。

2.2 典型褐土區(qū)施肥量、產(chǎn)量與環(huán)境安全施肥量間的耦合階段

基于15年長期定位試驗(yàn)的觀測資料分析發(fā)現(xiàn)(圖4)，長期不施肥下冬小麥年平均產(chǎn)量為1.2 t·hm?2，地上部氮素吸收量大致相當(dāng)于20 kg(N)·hm?2，此時土壤剖面硝態(tài)氮?dú)埩袅康陀? kg(N)·hm?2。隨著氮肥投入量增加到90 kg(N)·hm?2，冬小麥產(chǎn)量顯著提高2 倍，作物地上部氮素吸收量顯著提高，約為60 kg(N)·hm?2，此時土壤剖面硝態(tài)氮?dú)埩袅坎]有發(fā)生顯著積累。但當(dāng)?shù)实耐度肓繛?35 kg(N)·hm?2時，每千克氮肥的增產(chǎn)量則顯著降低，地上部吸氮量也未顯著提高，而土壤硝態(tài)氮?dú)埩袅縿t顯著提高，為 26 kg(N)·hm?2； 若施氮量進(jìn)一步提高到180 kg(N)·hm?2，每千克氮肥的增產(chǎn)量則顯著降低，地上部的吸收量較135 kg(N)·hm?2僅提高3%，此時土壤中硝態(tài)氮?dú)埩袅窟M(jìn)一步提高，達(dá)36 kg(N)·hm?2(圖4)。氮肥的投入量、作物產(chǎn)量/作物吸收量和土壤剖面的硝態(tài)氮?dú)埩袅?，三者之間耦合關(guān)系存在著3 個階段： 1)環(huán)境友好-資源高效階段，這一階段土壤礦質(zhì)氮?dú)埩羯伲噬a(chǎn)率高； 2)環(huán)境低風(fēng)險(xiǎn)-資源有效階段，該階段土壤殘留氮的開始隨施氮量升高顯著增加，氮肥生產(chǎn)率開始降低； 3)環(huán)境高風(fēng)險(xiǎn)-資源無效階段，該階段土壤殘留氮隨施氮量升高顯著增加，同時氮肥生產(chǎn)率出現(xiàn)負(fù)增長。

與氮肥的產(chǎn)量和環(huán)境效應(yīng)不同，在長期試驗(yàn)中，盡管同樣可以看到產(chǎn)量隨施磷量提高而提高，但當(dāng)磷肥水平超過較低的閾值后，進(jìn)一步加大磷肥投入并不顯著提高作物產(chǎn)量，反而會導(dǎo)致土壤耕層有效磷隨施磷量增加而積累(圖4)。同樣的，可以得到土壤有效磷水平、作物產(chǎn)量/作物磷吸收量和水溶性磷三者耦合關(guān)系存在3 個發(fā)展階段： 1)環(huán)境友好-資源高效階段，這一階段土壤有效磷保持在20 mg·kg?1即可，在氮肥供應(yīng)充分的條件下即可達(dá)到最高產(chǎn)量；2)環(huán)境低風(fēng)險(xiǎn)-資源低效階段，該階段土壤有效磷開始增加，但作物產(chǎn)量并不會顯著升高； 3)環(huán)境有害-資源無效階段，該階段土壤有效磷超過了土壤的緩沖容量，土壤磷素開始向底層土壤遷移，同時作物產(chǎn)量不會升高。

2.3 秸稈阻控氮素淋失的微生物機(jī)制

與單施氮肥相比，秸稈還田增加土壤微生物生物量碳和氮，促進(jìn)土壤氮素生物固定。圖5 顯示，相同施氮量下，在優(yōu)化施肥的基礎(chǔ)上添加秸稈處理中，表層(0～20 cm)土壤的效果更顯著，0～40 cm 土層平均微生物生物量碳和氮含量較優(yōu)化施肥處理分別平均增加14.1%～19.9%(P<0.05) 和 30.8%～49.6%(P<0.05)； 在常規(guī)施肥的基礎(chǔ)上添加秸稈較單純的常規(guī)施肥分別增加 12.7%～17.5%(P<0.05) 和23.9%～45.9%(P<0.05)。秸稈還田土壤硝化潛勢較秸稈不還田處理降低幅度為15.4%～28.6%。

2.4 褐土區(qū)田間管理措施對氮磷淋失的影響

2.4.1 水肥優(yōu)化措施

從表1 可知，在小麥-玉米輪作體系中，控水控肥可以維持小麥產(chǎn)量，與常規(guī)水肥處理相比，減量灌溉、減量施肥和優(yōu)化水肥處理均未顯著影響作物總產(chǎn)量。從表2 可知，在2016—2017年度和2017—2018年度減量灌溉、減量施肥和優(yōu)化水肥處理的總氮周年淋失量均降低。氮素主要以有機(jī)氮形式淋失，其次為-N ，而-N 淋溶量很低。

在春玉米種植體系中，相較于常規(guī)肥處理，在優(yōu)化施肥條件下(80%常規(guī)肥)并沒有造成作物的減產(chǎn)，優(yōu)化施肥處理3年，春玉米產(chǎn)量平均值較常規(guī)施氮處理增加6.1%(表1)。常規(guī)施肥和優(yōu)化施肥添加秸稈均可降低0～300 cm 土壤剖面硝態(tài)氮?dú)埩?，常?guī)施肥效果更明顯； 優(yōu)化施肥較常規(guī)施肥可平均降低51%土壤硝態(tài)氮?dú)埩?，且低于常?guī)施肥+秸稈還田的硝態(tài)氮?dú)埩?圖6)。

在華北褐土區(qū)露地菜地，優(yōu)化施肥對蔬菜產(chǎn)量沒有顯著影響(表1)，但顯著影響土體中氮素的淋溶量。常規(guī)施肥處理淋洗出剖面(80 cm)的總氮淋溶量占當(dāng)季氮肥施用量的15.6%，優(yōu)化施肥使氮淋溶量降低23.6%。與常規(guī)施肥處理相比，優(yōu)化施肥+生物炭、優(yōu)化施肥+減量灌溉處理總氮淋溶降低近50%，水氮協(xié)同調(diào)控對降低氮淋溶效果顯著(表3)。相應(yīng)地，水肥、秸稈優(yōu)化管理措施也可降低200 cm 土層氮素的殘留，但添加生物炭盡管可降低總氮的淋溶，但沒有降低200 cm 土層中氮素的殘留。

表2 2016—2018年度水肥管理對小麥-玉米輪作系統(tǒng)周年氮素淋失量的影響Table 2 Effects of water and nutrient management on annual nitrogen leaching loss of winter wheat and summer maize rotation in 2016-2018 kg·hm?2

在設(shè)施蔬菜種植中，各水氮處理間產(chǎn)量差異不顯著(表1)，說明相較于常規(guī)水肥措施，減少20%施肥量和灌溉量、施用生物炭、減少20%施肥量和灌溉量同時施用生物炭不會對產(chǎn)量造成明顯影響。從圖7 可知，與常規(guī)施肥相比，降低氮肥投入可降低32%的土壤剖面硝態(tài)氮?dú)埩袅浚?添加生物炭可使硝態(tài)氮?dú)埩袅繙p少49%，降低灌溉或優(yōu)化施肥基礎(chǔ)上添加生物炭可降低56%硝態(tài)氮的殘留，并對殘留硝態(tài)氮向下遷移起到一定的阻控效果。

2.4.2 生物炭措施

在小麥-玉米輪作體系中，與優(yōu)化施肥處理相比，在優(yōu)化水肥的基礎(chǔ)上施用生物炭未能顯著影響作物產(chǎn)量(表1)，但顯著降低了總氮淋失量，也顯著降低了-N 和有機(jī)氮的淋失量。華北褐土區(qū)露地菜地在減少氮肥用量20%基礎(chǔ)上添加生物炭同樣可減少氮淋失量，施用生物炭使全年總氮淋溶量比常規(guī)水肥處理降低43.0%(表3)。

2.4.3 秸稈措施

圖6 顯示，常規(guī)施肥基礎(chǔ)上添加秸稈，有助于降低41%的0～200 cm 土壤剖面硝態(tài)氮?dú)埩簦?即使在優(yōu)化施肥基礎(chǔ)上，添加秸稈也能降低18%的硝態(tài)氮?dú)埩?圖6)。說明秸稈添加可減少土壤硝態(tài)氮?dú)埩袅?。此外，添加秸稈條件下，土層中硝態(tài)氮的分配比例也發(fā)生了變化，優(yōu)化施肥條件添加秸稈處理0～100 cm 和100～200 cm 土層中硝態(tài)氮的分配比例1∶0.8，而單純優(yōu)化施肥處理則為1∶1.7 (圖6)。這一結(jié)果表明，優(yōu)化施肥條件下添加秸稈有助于阻控硝態(tài)氮的向下遷移。在灌溉條件下，露地蔬菜地上添加秸稈反而觀測到硝態(tài)氮和磷素淋溶加劇的現(xiàn)象(表3)。這可能與土壤添加秸稈后，透水性增強(qiáng)有關(guān)。

3 討論

3.1 褐土區(qū)土壤氮淋失閾值、安全施肥量及地下水氮素溯源

針對小麥-玉米種植體系的長期試驗(yàn)(大約 20年)，基于76 組冬小麥和73 組玉米試驗(yàn)資料，評價(jià)了中國北方地區(qū)適宜施肥量、土壤硝態(tài)氮的緩沖能力和環(huán)境安全施肥量的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)我國北方地區(qū)適宜施肥量已經(jīng)超過了該區(qū)域的環(huán)境安全施肥量[40]。值得注意的是小麥?zhǔn)┑扛哂诃h(huán)境安全施氮量占總數(shù)據(jù)的64%，玉米農(nóng)學(xué)施氮量高于環(huán)境安全施氮量占總數(shù)據(jù)的52%。因此，小麥-玉米輪作區(qū)目前氮肥推薦量存在硝酸鹽淋失風(fēng)險(xiǎn)； 氮肥推薦不僅基于產(chǎn)量，也要考慮環(huán)境安全。在田間管理上，改善土壤理化性狀以提高土壤礦質(zhì)氮固持能力的措施都會有助于減緩或抑制硝態(tài)氮淋失。在不同種植體系中，土體中硝態(tài)氮的緩沖能力和安全施肥閾值也存在顯著差異。在玉米種植體系中發(fā)現(xiàn)，施氮量超過 160 kg(N)·hm?2時，各土層硝態(tài)氮累積量出現(xiàn)躍增，而且施氮在160～200 kg(N)·hm?2內(nèi)，產(chǎn)量、吸氮量、氮肥利用率達(dá)到或接近最高[41-42]。土壤理化性狀和種植體系如何影響安全施肥量，其影響土壤硝態(tài)氮緩沖能力的機(jī)制值得進(jìn)一步關(guān)注。

表3 不同管理措施下露地菜地氮肥在土壤剖面的殘留和淋溶特征Table 3 Nitrogen residue and leaching under different management practices in soil profile of open vegetable field kg?hm?2?a?1

其次，汾渭河谷的褐土區(qū)也是大中城市、城鎮(zhèn)的分布地。盡管本研究已經(jīng)發(fā)現(xiàn)，地下水硝酸鹽濃度與氮肥大量施用密切相關(guān)，但生活污水及動物源的硝態(tài)氮來源同樣不容忽視。對關(guān)中盆地地下水硝酸鹽含量超標(biāo)的樣點(diǎn)進(jìn)行氯離子含量監(jiān)測，發(fā)現(xiàn)關(guān)中盆地地下水硝酸鹽超標(biāo)地區(qū)硝酸鹽與氯離子相關(guān)性達(dá)極顯著水平。但各自來源的貢獻(xiàn)需要進(jìn)一步深入研究。例如，通過硝酸鹽氮氧同位素組成識別硝酸鹽來源和貢獻(xiàn)率，從而為硝酸鹽污染治理提供更準(zhǔn)確、可靠的科學(xué)依據(jù)。

3.2 褐土區(qū)土壤磷淋失閾值、安全施肥量及其對環(huán)境影響的滯后效應(yīng)

褐土區(qū)土壤屬于石灰性土壤，pH 和碳酸鹽含量較高。20 世紀(jì)80年代初期，褐土地區(qū)土壤有效磷(Olsen-P)含量是限制作物產(chǎn)量的重要因素[34]。因此，大量磷肥開始在該地區(qū)施用，經(jīng)過30 多年持續(xù)磷肥投入，該區(qū)域的農(nóng)田土壤磷素含量得到顯著改善，部分區(qū)域土壤磷素顯著積累。Olsen-P 含量由1980年極度虧缺(小于5 mg·kg?1)變?yōu)槟壳暗母涣姿?大于30 mg·kg?1)，已有報(bào)道指出部分果園土壤Olsen-P含量超過100 mg·kg?1[28]。盡管石灰性土壤對磷素的固定性強(qiáng)、吸附能力大，但土壤中Olsen-P 含量升高同樣會導(dǎo)致土壤吸附容量和吸附飽和度降低[35]；Khan 等[43]通過長期試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，小麥-玉米輪作體系長期偏施肥(PK)或過量施磷(MNPK)導(dǎo)致磷素淋洗到300 cm 或以下。對土壤全磷、Olsen-P 以及水溶性磷的動態(tài)變化進(jìn)一步分析，發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤全磷超過940 mg(P)·kg?1或者Olsen-P 超過37 mg·kg?1時，土壤中水溶磷顯著增加。這意味著磷素淋失風(fēng)險(xiǎn)增加。此臨界值低于英國洛桑試驗(yàn)站Broadbalk 長期定位試驗(yàn)結(jié)果(Olsen-P，60 mg·kg?1)[44]。

土壤殘留磷對水質(zhì)的污染具有滯后效應(yīng)。歐美國家在20 世紀(jì)80年代開始治理土壤磷素積累對流域河流水質(zhì)污染問題，但至今仍未達(dá)到預(yù)期的治理效果[46-48]。治理措施的滯后效應(yīng)與土壤中殘留磷素的緩慢而持久的釋放有關(guān)[49]。目前農(nóng)田土壤磷素積累在我國已引起廣泛關(guān)注，但人們對其潛在的影響依然關(guān)注不夠。

3.3 褐土區(qū)地下水硝態(tài)氮污染的綜合評價(jià)

褐土區(qū)為我國傳統(tǒng)的糧食生產(chǎn)基地，但20 世紀(jì)80年代以來，蘋果(Malus pumila)、獼猴桃(Actinidia chinensis)等的種植日益增加，果園的單位面積氮肥的投入量是糧田的2～3 倍，多年種植的老果園中硝態(tài)氮的殘留量顯著高于農(nóng)田。15年園齡果園土壤中100～200 cm 土層中-N 殘留量達(dá)1400 kg·hm?2[26]。果園的施肥深度一般在距離地表50 cm 以內(nèi)，但在果園中距離地表100 cm、200 cm 甚至400 cm 的土體中均發(fā)現(xiàn)了大量的硝態(tài)氮積累現(xiàn)象。這些報(bào)道表明，褐土區(qū)果園硝態(tài)氮淋溶的強(qiáng)度要大大高于相鄰的農(nóng)田土壤。自20 世紀(jì)80年代以來，褐土區(qū)果園面積逐年升高，2011年僅陜西省水果面積達(dá)1114.27 hm2[50]。大部分果園是由農(nóng)田轉(zhuǎn)化而來，果園和農(nóng)田交錯分布。本課題的研究主要集中于農(nóng)田和蔬菜地中氮磷的淋溶和阻控，果園中氮磷的淋溶還有待進(jìn)一步研究。

褐土區(qū)村莊生活污水對地下水中氮素的貢獻(xiàn)也不容忽視。早在20 世紀(jì)70年代，科研工作者就發(fā)現(xiàn)，關(guān)中地區(qū)硝態(tài)氮含量較高的淺層地下水分布與居民點(diǎn)有極其密切的關(guān)系。在居民點(diǎn)內(nèi)及其附近，由于生活垃圾及污水皆沒有納入城市垃圾和污水管理系統(tǒng)，垃圾和污水中大量的含氮物質(zhì)在適宜條件下礦化而成硝態(tài)氮，之后隨水下滲，進(jìn)入淺層地下水。曹勝偉等[51]利用氮氧同位素技術(shù)研究發(fā)現(xiàn)，污水及糞便是造成南陽盆地地下水硝酸鹽污染的主要原因，其平均貢獻(xiàn)率為73%； 其次為化肥的貢獻(xiàn)占23%。傅雪梅等[52]研究發(fā)現(xiàn)，河北張家口地區(qū)地下水硝態(tài)氮污染來源中糞肥及生活污水占45.37%，土壤氮來源為41.39%，降水和化肥來源占13.24%。

村莊、果園、農(nóng)田鑲嵌分布，不同來源的硝態(tài)氮隨著水分入滲逐步向下遷移到淺層地下水[53]。判斷地下環(huán)境中硝酸鹽污染的來源、比例及其遷移轉(zhuǎn)化過程對氮污染防治具有重要的借鑒意義。建議未來在褐土區(qū)進(jìn)一步加強(qiáng)村莊、農(nóng)田、果園等復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)氮磷的淋溶研究，從而達(dá)到防治地下水污染的效果。

4 結(jié)論

經(jīng)過40 余年的氮磷化肥投入，褐土區(qū)土壤氮磷的殘留量顯著增加，其中氮肥的殘留以土體硝態(tài)氮的深層積累為特點(diǎn)，磷肥的殘留以耕層顯著積累為特征。高量施肥區(qū)域已經(jīng)出現(xiàn)地下水氮素含量超標(biāo)。與當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)水肥投入量相比，化肥與灌溉減量、施用生物炭或秸稈都不會降低作物或蔬菜產(chǎn)量，但會降低氮磷淋失量； 其中化肥減量、降低灌溉可顯著降低氮磷的淋失，其次是施用生物炭； 灌溉條件下，秸稈添加促進(jìn)水分入滲會提高氮磷的淋失。硝態(tài)氮淋失得到阻控也與微生物碳氮的提高、土壤硝化勢降低/反硝化勢升高有關(guān)。此外，需要關(guān)注褐土區(qū)地下水硝酸鹽污染的溯源、土壤磷素殘留及其對河流污染的長期性問題、褐土區(qū)糧果生態(tài)系統(tǒng)中土壤氮磷淋溶的復(fù)合效應(yīng)。