全 文 ：中国生态农业学报 2013年 4月 第 21卷 第 4期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Apr. 2013, 21(4): 393400


* 国家自然科学基金项目(40871145)和中国科学院知识创新工程重要方向性项目(KZCX2-YW-440)资助
** 通讯作者: 王德建(1957—), 男, 研究员, 博士生导师, 主要从事农田养分循环及环境效应方面的研究。E-mail: djwang@issas.ac.cn
颜晓(1984—), 女, 博士研究生, 主要从事农田生态环境与养分管理方面的研究。E-mail: xyan@issas.ac.cn
收稿日期: 20120818 接受日期: 20121122
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2013.00393
长期施磷稻田土壤磷素累积及其潜在环境风险*
颜 晓 1,2 王德建 1** 张 刚 1 薄录吉 1,2 彭小兰 1,2
(1. 中国科学院南京土壤研究所 南京 210008; 2. 中国科学院大学 北京 100049)
摘 要 应用常规化学分析法和数学统计方法, 基于太湖地区 13 年的长期定位试验, 研究长期不同施磷水平
下[0(不施磷)、30 kg·hm2·a1(低磷)、60 kg·hm2·a1(适磷)、90 kg·hm2·a1(高磷)]稻麦轮作系统稻田土壤磷素累
积规律及磷素流失引发的环境风险。在本试验区土壤环境条件下, 可能发生稻田磷素淋溶及径流的土壤耕层
(0~15 cm)Olsen-P临界值分别为 26.0 mg·kg1和 24.8 mg·kg1。连续 13年适磷、高磷施肥, 土壤耕层 Olsen-P含
量分别达到 26.9 mg·kg1和 33.2 mg·kg1, 均高于临界值浓度, 且已导致稻田田面水与 30 cm渗漏水中总磷浓
度显著升高, 大大提高了稻田磷素淋溶及径流的风险。低磷施肥土壤 Olsen-P长期稳定在(10.1±2.0) mg·kg1水
平, 并且每年的稻麦产量与高磷、适磷处理相比并无显著差异, 而长期低磷施肥土壤磷的流失风险也较小。因
此, 在太湖地区稻麦轮作体系下, 磷肥不宜以常规适磷水平长期施用, 建议以低磷水平(30 kg·hm2·a1)长期施
用或以适磷水平(60 kg·hm2·a1)间歇式施用。
关键词 稻麦轮作系统 施磷 磷素累积 Olsen-P 环境风险 耕层土壤 田面水 渗漏水
中图分类号: S153.5; X592 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2013)04-0393-08
Soil phosphorous accumulation in long-term P fertilization paddy field and its
environmental effects
YAN Xiao1,2, WANG De-Jian1, ZHANG Gang1, BO Lu-Ji1,2, PENG Xiao-Lan1,2
(1. Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)
Abstract The continuous and excessive application of phosphorus (P) fertilizers and manure in intensive agricultural systems have
led to soil P accumulation and progressive saturation of soil sorption capacity. This has significantly influenced soil P loss and P
accumulation in aquatic ecosystems. The Taihu Lake Region of the Yangtse River Delta has for decades been a highly intensive
agricultural production zone in China. Here, applications of chemical fertilizers and farmyard manure have been an effective method
of improving soil fertility and productivity. Long-term applications of fertilizers and/or manure, often in excess of immediate plant
uptake, have resulted in significant P accumulation and loss in this region. This has considerably increased the potential for
eutrophication in the Taihu Lake. The change-point theory (with a soil Olsen-P content threshold above which the potential for
significant P loss from soils to water systems occurred) has been considered to be scientific and useful in P management in
agricultural soils. Up to date, however, there has been less report with respect to the Olsen-P change-point theory for paddy soils in
the Taihu Lake Region. In this study, a long-term (13 years) P fertilization experiment in four P application doses (0 kg·hm2·a1, 30
kg·hm2·a1, 60 kg·hm2·a1 and 90 kg·hm2·a1) was conducted in the Taihu Lake Region to evaluate the accumulation of Olsen-P
under rice-wheat rotation cropping system. The experiment evaluated the environmental risks caused by P loss from soils to water
systems. Topsoil (0~15 cm), surface water and leachates (30 cm and 60 cm) Olsen-P and total P (TP) contents were determined.
Furthermore, a split-line regression model was used to estimate the risks of P loss from soils to water bodies and the change-point of
soil Olsen-P in the Taihu Lake Region determined. Although, TP concentrations in surface water bodies and in 30 cm leachate
significantly increased with increasing application rate of fertilizer-P, no significant increase was observed in the 60 cm leachate. As
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the risk of P runoff was mainly in the first 9 days after fertilizer-P application, it was advisable to control paddy field drainage during
this period. Split-line regression analysis suggested that the change-points of Olsen-P content in surface soil triggering P leaching and
runoff were respectively 26.0 mg·kg1, 24.8 mg·kg1. Fertilizer-P application at 60 kg·hm2·a1 and 90 kg·hm2·a1 for 13 years
resulted in respective soil Olsen-P accumulation of 26.9 mg·kg1 and 33.2 mg·kg1, which were all higher than the change-points. TP
concentration of 30 cm leachate was also increased significantly. With continuous application of fertilizer-P at 30 kg·hm2·a1 for 13
years, soil Olsen-P content remained at (10.1±2.0) mg·kg1. This was sufficient for optimum rice/wheat growth without any risk of P
loss. It was therefore not suitable to continuously apply 60 kg·hm2·a1 of fertilizer-P for a long time in paddy fields. The results
demonstrated that intermittent fertilizer-P applications at 30 kg·hm2·a1 and 60 kg·hm2·a1 were suitable for rice-wheat rotation
cropping system in the Taihu Lake Region.
Key words Rice-wheat rotation system, P fertilization, P accumulation, Olsen-P, Environmental risk, Topsoil, Surface water,
Leachate
(Received Aug. 18, 2012; accepted Nov. 22, 2012)
磷是作物生长不可缺少的重要元素, 也是引发
水体富营养化的一个关键元素。据 Heckrath 等[1]报
道, 英国自然水体中约 35%的磷来自农业, 德国的
比例为 38%, 而丹麦达到 70%。另据联合国粮农组
织估计 , 中国农田磷进入水体的量为每年 19.5
kg·hm2, 其中太湖流域农田面源磷对水体磷的贡献
率高达 19%[2]。
如何科学管理农田磷素并预防其向水体迁移 ,
一直是各国研究的热点问题。Hesketh等[3]通过长期
定位试验, 提出了引发磷素淋溶的土壤 Olsen-P“突
变点”(Change-Point)理论, 认为当土壤 Olsen-P 含量
低于阈值时, 磷素淋溶损失很少, 反之则易引起磷
素淋溶。这一理论为预防农田磷素流失提供了一种
有效手段。但磷的淋溶受土壤性质、气候、水文及
农作管理等多种因素影响[45], 不同地区、不同性质
的土壤, 磷的淋溶“突变点”差异较大。例如, 李学平
等[6]对不同 pH 紫色土稻田磷素淋失风险评价后发
现, 酸性、中性和钙质紫色土 Olsen-P环境风险阈值
分别为 67.2 mg·kg1、85.8 mg·kg1和 113.8 mg·kg1。
同是稻田土壤 , 北方稻田磷素径流及淋溶的土壤
Olsen-P 临界值则分别为 82.7 mg·kg1 和 74.1
mg·kg1[78]。因此有必要针对具体地区进行土壤
Olsen-P环境风险阈值研究。针对太湖地区农田磷的
面源污染问题, 颜廷梅等 [9]及单艳红等 [10]研究了太
湖地区乌栅土稻麦轮作系统稻田磷素流失风险并对
稻田磷的施肥策略提出建议, 但未能提出一个土壤
Olsen-P临界值。目前土壤 Olsen-P环境风险阈值研
究多是以高磷量施肥来模拟 10 a或 20 a后土壤有效
磷及土壤溶液磷状况, 对土壤磷素随时间的累积规
律鲜有探讨; 且大多为渗漏计或室内培养模拟试验,
田间定位试验较少。本试验基于太湖地区 13年的长
期定位试验, 对稻麦轮作系统稻田磷素的长期累积
规律、磷的地表径流及淋溶风险进行探讨, 并尝试
提出可能引起磷素径流及淋溶风险的土壤 Olsen-P
临界值, 以期为太湖地区稻田磷肥的合理施用提供
依据。
1 材料与方法
1.1 试验区概况
试验为始于 1998年的长期定位试验。试验点位
于太湖地区中国科学院常熟农业生态试验站
(31°33′N, 123°38′E)。该地属北亚热带湿润季风气候,
是长江下游典型的水稻产区, 年均气温 15.5 ℃, 最
高气温 39.1 ℃, 年降雨量 1 038 mm。站区地形属阳
澄湖低洼平原, 海拔 3.2 m, 地下水深 60 cm 左右,
土壤类型为乌栅土(系统分类名: 普通潜育水耕人为
土 ), 质地为粉壤土 : 粉粒 (0.05~0.002 mm)77.5%,
砂粒 (2~0.05 mm)17.9%, 黏粒 (<0.002 mm)4.6%。
1998年 6月试验开始前耕层(0~15 cm)土壤有机质、
全氮、全磷、全钾含量分别为 36.5 g·kg1、2.05 g·kg1、
0.71 g·kg1和 18.9 g·kg1, 碱解氮、速效磷、速效钾
含量分别为 156 mg·kg1、7.6 mg·kg1和 122 mg·kg1,
pH 7.4。
1.2 试验设计
试验为磷肥用量长期试验, 设置 4 个磷肥水平,
4次重复, 共 16个小区。小区面积 26.3 m2, 随机区
组排列, 种植方式为稻麦轮作。每年 5 月底小麦收
获后, 进行翻耕, 翻耕深度约 10~13 cm。水稻移栽
前 1周泡田, 于每年 6月 20日左右移栽, 10月 25日
左右收获, 整个生长期间除烤田外, 均保持约 5 cm
的田面水深。稻麦两季的磷肥(过磷酸钙, 含 P 6.11%)
均作为基肥一次性施用, 氮肥(尿素, 含 N 46%)基、
追肥比例均为 4∶6, 钾肥(氯化钾, 含 K 49.8%)基、
追肥比例均为 5∶5。水稻基肥在移栽前一天撒施后
用铁耙混入约 5~6 cm 的表土中, 追肥均采用撒施,
不同处理肥料用量见表 1。
第 4期 颜 晓等: 长期施磷稻田土壤磷素累积及其潜在环境风险 395


表 1 稻麦轮作田间试验水稻、小麦两季的施肥量
Table 1 Treatments and application rates of fertilizers in rice, wheat seasons of rice-wheat rotation system kg·hm2
处理编号
Code
处理
Treatment
磷肥
P fertilizer [kg(P)·hm2]
氮肥
N fertilizer [kg(N)·hm2]
钾肥
K fertilizer [kg(K)·hm2]
P0 不施磷 No P fertilizer 0/0 270/225 90/60
P1 低磷 Low P 10/20 270/225 90/60
P2 适磷 Suitable P 20/40 270/225 90/60
P3 高磷 High P 30/60 270/225 90/60
表中“10/20”表示水稻每年施磷 10 kg·hm2, 小麦每年施磷 20 kg·hm2, 以此类推。 “10/20” represents that P application rate was 10
kg·hm2·a1 for rice and 20 kg·hm2·a1 for wheat, and so on.

1.3 样品采集与分析
渗漏水采集装置采用自制采样管, 采样管为直
径 3 cm的 PVC管, 按照采样深度截取相应的长度,
将底端封死, 在距底端 2 cm的侧壁打 4个 0.5 cm的
透水孔, 管壁外用 100 目左右的尼龙网包扎, 防止
泥沙进入管内。上端管口用具孔橡皮塞塞紧, 将 1
个孔径 0.3 cm的气管插入橡皮塞并深入到 PVC管底
部以备抽取渗漏水。将制备好的采样管埋入设定的
土层, 收集渗漏水。
分别于 2011年水稻移栽的第 1 d、3 d、4 d、5 d、
9 d、15 d、20 d、25 d、30 d、50 d、60 d、75 d和
90 d, 采集田面水、30 cm与 60 cm深渗漏水。所采
样品经过滤处理后, 分析样品中总磷含量。分别于
2000年、2002年、2004年、2006年、2008年及 2011
年水稻收获后采取耕层土壤(0~15 cm), 风干过筛 ,
测定速效磷(Olsen-P)含量。水样总磷测定采用过硫
酸钾氧化–钼蓝比色法 [11], 土壤 Olsen-P 测定采用
0.5 mol·L1 NaHCO3浸提钼蓝比色法[12]。
1.4 统计分析方法
数据处理与分析采用 Excel 2003与 SAS 8.2, 作
图采用 Excel 2003。
用 split-line模型预测在该供试土壤上发生磷淋
溶及径流时的土壤 Olsen-P 临界值[3,13]。该模型是
用两条不同斜率的直线描述土壤测试 P(soil test
phosphorus, STP, 此处用土壤 Olsen-P)与土壤溶液
P(田面水总磷或 30 cm深渗漏水总磷, TP)之间的关
系, 两条直线如下: 当土壤中 Olsen-P 低于阈值时,
TP=m1(Olsen-P)+c; 当土壤中 Olsen-P 高于阈值时,
TP=m1(Olsen-P)+m2(Olsen-PTOlsen-P)+c。式中, c为
截距, m1为当土壤 Olsen-P 低于阈值时的斜率, m2
为土壤 Olsen-P 高于阈值时的直线斜率与 m1的差,
TOlsen-P为该土壤 Olsen-P阈值。c、m1、m2、TOlsen-P
4个参数利用统计软件 SAS 8.2中非线性回归分析
(PROC NLIN)高斯牛顿 (Gauss-Newton)法估计得
到[14]。
2 结果与分析
2.1 长期施磷对稻田耕层土壤 Olsen-P的影响
连续 13年的磷肥用量试验显示, 不同磷肥施用
量耕层土壤 Olsen-P 表现出不同程度的累积(表 2)。
长期不施磷肥(P0), 土壤 Olsen-P 含量不断降低, 从
1998年 7.56 mg·kg1降至 2011年 4.73 mg·kg1, 减少
率达 37.5%。1998—2000年间, 土壤 Olsen-P浓度显
著降低(P<0.05), 从 7.56 mg·kg1降至 5.83 mg·kg1,
而 2000—2011 年间, 历年土壤 Olsen-P 含量差异不
显著。这说明, 长期不施磷肥与作物连续种植, 土壤
有效磷库首先快速耗竭, 但当降至某一水平后, 土
壤有效磷含量不再显著降低。

表 2 不同施磷处理稻田耕层土壤 Olsen-P的含量变化规律
Table 2 Contents and changing trends of Olsen-P in surface soil of paddy field under different P fertilization treatments
P0 P1 P2 P3
年份
Year
含量
Content
(mg·kg1)
增加率
Increasing
(%)
含量
Content
(mg·kg1)
增加率
Increasing
(%)
含量
Content
(mg·kg1)
增加率
Increasing
(%)
含量
Content
(mg·kg1)
增加率
Increasing
(%)
1998 7.56±0.10a — 7.56±0.10c — 7.56±0.10e — 7.56±0.10e —
2000 5.83±0.93b 22.9 7.15±0.72c 5.4 10.54±0.89d 39.5 11.49±0.37d 52.0
2002 5.43±0.62b 28.1 10.13±0.82b 33.9 12.80±1.57d 69.3 16.48±1.22c 118.0
2004 5.89±0.18b 22.2 11.55±0.31ab 52.7 19.54±0.04c 158.5 28.47±1.77b 276.6
2006 5.21±0.25b 31.1 12.10±0.71a 60.0 24.35±0.93b 222.1 28.82±2.40b 281.2
2008 5.12±0.17b 32.3 10.73±0.13ab 42.0 22.32±0.89b 195.2 32.71±0.78a 332.6
2011 4.73±0.23b 37.5 11.56±0.36ab 52.9 26.89±0.77a 255.7 33.21±0.40a 339.3
同列不同字母表示差异显著(P<0.05), 下同。Values within a column followed by different letters are significantly different at P < 0.05. The
same below.
396 中国生态农业学报 2013 第 21卷


连续低磷处理 (P1)下 , 1998— 2000 年土壤
Olsen-P表现为负累积; 2000—2002年, Olsen-P显著
正累积; 2002—2011年间, 各年土壤 Olsen-P含量变
化不显著。长期连续低磷处理, 土壤 Olsen-P含量表
现为由最初的亏缺状态转变为盈余累积, 最后维持
在基本稳定的水平。
连续 13 年长期适磷(P2)和高磷(P3)处理土壤
Olsen-P 均表现为逐年累积的状态 , 但累积速率不
同。1998—2000 年, 适磷处理土壤 Olsen-P 含量增
加 39.5%, 而高磷处理增加 52.0%, 这相当于低磷处
理连续 13年的累积量。2011年, 经过 13年的累积,
适磷处理土壤 Olsen-P 含量增加 255.7%, 高磷处理
增加 339.3%, 分别是低磷处理累积率的 4.8倍和 6.6
倍。
2.2 稻田田面水中总磷的动态变化及环境风险
稻季田面水总磷的动态变化显示(图 1), 各处理
小区田面水总磷浓度在施磷肥 1 d后均达到最大值,
P0~P3 首次水样总磷浓度分别为 0.45 mg·L1、1.69
mg·L1、2.31 mg·L1和 2.45 mg·L1, 随后迅速降低。
经 90 d后, 所有处理水样总磷浓度趋于稳定并接近
最低值, 这与前人[1516]的研究结果相似。P0、P1、
P2处理分别在施磷后 20 d、20 d、40 d左右, 各小
区田面水总磷浓度即能降至 0.1 mg·L1水平, 而 P3
处理在施磷后 75 d左右, 田面水总磷浓度才能降至
这一水平。在动态监测的各阶段, P1 处理田面水总
磷浓度与不施磷处理 P0相比均无显著差异; P2处理
在施磷后前 9 d内, 稻田田面水总磷浓度较 P0与 P1
处理显著升高(P<0.05), 其他时段无显著差异; P3处
理在施磷后 50 d内, 田面水总磷浓度显著高于 P0与
P1 处理, 其他时段差异不显著。可见, 长期施磷量
越高, 土壤 Olsen-P累积量越大, 稻田田面水总磷浓
度越高, 磷的径流损失风险愈大, 风险期也越长。在

图 1 不同施磷处理稻田田面水总磷的动态变化
Fig. 1 Dynamic changes of total P (TP) concentration in sur-
face water of paddy field under different P fertilization
treatments

水稻生长的中后期, 各处理田面水中总磷浓度均略
有波动, 这可能是受追施氮肥、降雨及搁田等因素
的影响。
Sharpley 等 [17]研究认为, 无论径流还是渗漏水
中总磷的浓度长期超过 0.05 mg·L1都可能造成地面
水的富营养化。中国环保总局规定, 允许直接进入
湖、库的河流中总磷含量临界值仅为 0.05 mg·L1[18]。
而综观整个动态研究时期(图 1), 各处理小区田面水
总磷浓度几乎都超过易引发水体富营养化的临界水
平, 试验期间任一次田间排水都存在诱发附近水域
水体富营养化的可能。
2.3 稻田渗漏水中总磷的动态变化及环境风险
各施磷处理土壤 30 cm与 60 cm深渗漏水中总
磷的动态变化显示(表3), 长期施磷量不同, 土壤渗
漏液总磷浓度不同, 大体表现为施磷量越高, 渗漏
液总磷含量越高。在水稻生长各阶段, P0、P1、P2
处理土壤 30 cm渗漏水中总磷浓度虽有随施磷量增
高而增大的趋势 , 但处理间差异并不显著 ; 而 P3
处理土壤 30 cm渗漏水中总磷浓度在第 5 d、20 d、
25 d、30 d时均显著高于 P0、P1及 P2处理(P<0.05)。
在 60 cm渗漏水中, 总磷浓度也有随施磷量增大而
增高的趋势, 但整个动态监测期间所有处理间差异
基本均未达显著水平。另外, 同一施磷水平, 不同
层次土壤渗漏液中总磷浓度差异达显著者 , 也仅
有 P3 处理 , 表现为除第 75 d、90 d, 其他各时段
30 cm 渗漏水中总磷浓度显著高于 60 cm 渗漏水。
这说明 , 连续 13 年高磷施用 , 已导致稻田 30 cm
渗漏水中总磷显著升高 , 而对 60 cm 渗漏水中总
磷水平影响不大。
整个动态监测期间, P0~P3各处理土壤 30 cm渗
漏水总磷浓度的平均值(mg·L1)分别为 0.08、0.09、
0.12和 0.16, 60 cm渗漏水总磷浓度的平均值分别为
0.09、0.09、0.12和 0.12。由表 3可以看出, P2与 P3
处理各层次土壤渗漏水中磷素平均浓度均超过 0.1
mg·L1。本试验共采集 10次渗漏水样品, 30 cm渗漏
水总磷浓度超过 0.1 mg·L1的, P0处理有 3次, P1处
理 4次, P2处理 7次, P3处理 8次; 60 cm渗漏水样
品中, P0与 P1处理均有 3次, P2处理 7次, P3处理
6次。可见, 在水稻生长各生育期内, 所有施磷水平
均有机会导致磷素不同程度的淋溶, 在不同土壤层
次的淋出浓度均可达到致使水体富营养化的水平
(0.05 mg·L1)。不施磷肥与低磷处理磷素的淋溶风险
发生在水稻移栽或磷肥基施后的 20 d内, 而长期适
磷与高磷处理在水稻生长的整个生育期内均有淋溶
磷的风险。
第 4期 颜 晓等: 长期施磷稻田土壤磷素累积及其潜在环境风险 397


表 3 不同施磷处理稻田 30 cm与 60 cm渗漏水中总磷的动态变化
Table 3 Dynamic changes of total P concentration in leachate of 30 cm and 60 cm soil profile of paddy field under
different P fertilization treatments mg·L1
施磷后天数 Days after P application (d) 处理
Treatment 5 9 15 20 25 30 50 60 75 90
30 cm P0 0.12±0.02bc 0.14±0.02ab 0.04±0.01c 0.20±0.03b 0.01±0.00e 0.06±0.02b 0.06±0.01d 0.04±0.02cd 0.07±0.01d 0.04±0.00d
P1 0.12±0.04bc 0.12±0.03b 0.03±0.01c 0.19±0.01b 0.02±0.01de 0.05±0.02b 0.06±0.01d 0.11±0.08abc 0.09±0.03d 0.07±0.03bcd
P2 0.10±0.01c 0.16±0.05ab 0.20±0.07a 0.22±0.03b 0.03±0.01cde 0.07±0.02b 0.11±0.03abc 0.15±0.10ab 0.13±0.01bc 0.06±0.01cd
P3 0.22±0.05a 0.21±0.06a 0.20±0.08a 0.29±0.03a 0.06±0.03ab 0.18±0.04a 0.13±0.04a 0.17±0.08a 0.10±0.01cd 0.06±0.00cd
60 cm P0 0.12±0.01bc 0.21±0.10a 0.07±0.01bc 0.20±0.03b 0.04±0.01cd 0.04±0.01b 0.09±0.01c 0.03±0.00d 0.09±0.01d 0.06±0.01cd
P1 0.11±0.02bc 0.13±0.01ab 0.04±0.02c 0.20±0.01b 0.05±0.02abc 0.04±0.02b 0.09±0.01bc 0.06±0.01cd 0.10±0.02cd 0.08±0.02abc
P2 0.13±0.02bc 0.18±0.03ab 0.10±0.08abc 0.23±0.05b 0.06±0.02a 0.06±0.01b 0.11±0.01ab 0.09±0.05bcd 0.16±0.03ab 0.10±0.04ab
P3 0.14±0.02b 0.14±0.01ab 0.18±0.08ab 0.20±0.02b 0.04±0.02bcd 0.06±0.02b 0.09±0.01c 0.08±0.03cd 0.18±0.06a 0.11±0.07a

2.4 土壤 Olsen-P与土壤溶液中磷浓度的关系
根据 Hesketh 等 [3]导致磷素淋溶风险的土壤
Olsen-P“突变点”理论, 尝试用 split-line 模型对稻田
表层土壤 Olsen-P 浓度与土壤溶液总磷浓度之间的
相关关系进行分段回归拟合。以 2011年水稻收获时
各小区耕层 Olsen-P 浓度(COlsen-P)为横坐标, 以水稻生
长期间各小区所有监测时间点的田面水总磷浓度的平
均值(CTP)为纵坐标作图(图 2), 所得拟合方程为:


(1)

此分段函数的拐点处 Olsen-P 浓度为 24.8
mg·kg1, 即当表层土壤 Olsen-P 浓度低于该值时 ,
田面水总磷浓度随土壤 Olsen-P 含量增加而增大不
显著; 而当土壤 Olsen-P浓度大于该值时, 田面水总
磷浓度会在短期内迅速升高, 易于随农田排水或降
雨而流失。
同样 , 以 2011 年水稻收获时各小区耕层
Olsen-P 浓度(COlsen-P)为横坐标, 以水稻生长期间各
小区所有监测时间点 30 cm渗漏水中总磷浓度的平
均值(CTP)为纵坐标作图(图 3), 所得拟合方程为:

(2)



图 2 稻田田面水总磷浓度与表层土壤 Olsen-P含量的
关系
Fig. 2 Relationship between total P concentration in surface
water and Olsen-P content in surface soil of paddy field

此分段函数的拐点处 Olsen-P 浓度为 26.0
mg·kg1, 即当土壤 Olsen-P浓度大于该值时, 30 cm
渗漏水中总磷浓度升高迅速, 极易随渗漏水流失。

图 3 稻田 30 cm渗漏水中总磷浓度与表层土壤 Olsen-P
含量的关系
Fig. 3 Relationship between total P concentration in 30 cm
leachate and Olsen-P content in surface soil of paddy field

2.5 长期施磷的稻麦产量效应
由不同施磷处理的稻麦产量结果(表 4)来看, 相
对于施磷处理, 长期不施磷肥处理各年水稻产量虽
CTP =0.018 1COlsen-P+0.079 3 (COlsen-P≤24.8 mg·kg1)
CTP =0.048 7COlsen-P0.680 63 (COlsen-P＞24.8 mg·kg1) (n=15, R2=0.81)
CTP =0.004COlsen-P+0.070 0 (COlsen-P≤26.0 mg·kg1)
CTP =0.009COlsen-P0.060 0 (COlsen-P＞26.0 mg·kg1) (n=15, R2=0.64)
398 中国生态农业学报 2013 第 21卷


表 4 长期磷肥施用在水稻与小麦上的产量效应
Table 4 Effect of long-term application of P fertilizer on the yield of rice and wheat rotation kg·hm2
年份 Year 作物
Crop
处理
Treatment 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2011
P0 8 177a 6 090a 8 537b 7 698a 7 589b 7 845b 8 248b 8 080c
P1 8 214a 6 158a 8 757ab 7 767a 8 151ab 8 100ab 8 808ab 9 182a
P2 8 288a 6 389a 8 955ab 7 854a 8 255ab 7 815b 8 307ab 9 081a
水稻
Rice
P3 8 103a 6 323a 9 291ab 7 958a 8 144ab 8 115ab 8 930a 9 257a
P0 — 3 252c 1 943b 4 461b 4 790b 4 635c 4 214b 4 145b
P1 — 5 031a 2 310ab 5 781a 6 725a 5 366b 6 455a 6 513a
P2 — 4 818ab 2 169ab 5 549a 7 401a 5 996a 6 050a 6 574a
小麦
Wheat
P3 — 4 613b 2 547a 5 652a 7 533a 5 340b 6 199a 7 065a
同一作物同列不同字母表示处理间差异显著(P<0.05) Values of one crop within a column followed by different letters are significantly dif-
ferent at P < 0.05.

有下降, 但均未达到显著水平, 至 2011 年, 当土壤
Olsen-P 降至 4.73 mg·kg1, 水稻产量才有显著降低
(P<0.05); 但不施磷处理的小麦产量在第 2年后就显
著低于施磷处理(P<0.05)。
3 讨论与结论
本研究结果显示, 在稻麦轮作体系下, 连续不
施磷肥, 土壤 Olsen-P在 2年内就由 7.56 mg·kg1快
速耗竭至 5.83 mg·kg1, 之后耗竭明显减缓, 经 11年,
Olsen-P含量由 5.83 mg·kg1降至 4.73 mg·kg1。曲均
峰等[19]通过 15年的长期定位试验, 在单施氮肥的条
件下 , 对全国 6 个不同类型土壤的磷素变化进行
研究, 发现土壤 Olsen-P 含量基本不受土壤磷表观
平衡的影响, Olsen-P 下降有一定阈值, 在降至约 4
mg·kg1后基本保持稳定, 这与本试验研究结果基本
一致。本研究还发现, 连续 13 年低磷施用, 土壤
Olsen-P 逐年累积不显著 , 平均含量为 (10.1±2.0)
mg·kg1; 由产量结果来看, 在低施磷水平上继续增
加施磷量, 对稻麦产量均无显著影响。鲁如坤[20]的
研究也证明 , 土壤 Olsen-P 含量只要达到 5~7
mg·kg1, 即可满足水稻高产要求 ; 在南方土壤上 ,
当 Olsen-P含量大于 10 mg·kg1时, 施磷对水稻生长
已无影响[12]。因此, 在太湖地区稻麦轮作体系下, 从
稻麦产量要求讲, 坚持长期低磷施肥是必要的。
试验结果还表明, 长期不同施磷处理导致稻田
田面水及渗漏液总磷浓度不同, 大体表现为施磷量
越高, 总磷含量越高, 高磷与适磷处理存在潜在的
环境风险。长期不施磷肥, 在水稻移栽初期稻田田
面水与渗漏水中也有较高的总磷浓度。水稻移栽后
1 d内, 田面水总磷浓度达到最大值 0.45 mg·L1; 水
稻移栽后 20 d内, 渗漏水中总磷浓度也基本大于 0.1
mg·L1。这可能是由于水稻移栽前, 耕翻、耙田等农
艺管理将下层相对还原性强的土壤翻至表层与田面
水接触, 利于土壤磷素的释放, 而耙田扰动过程本
身也能加速土壤磷素的溶解[15]。同时, 耙田导致表
层土壤土质疏松, 产生较大土壤孔隙, 田面水或降
雨等极易沿这些大孔隙(优先流)迅速向土壤下层淋
溶[1,3]。另外, 旱田改水田后, 淹水条件下土壤闭蓄
态磷的释放以及有机阴离子会代换出部分被吸附的
磷 [2122], 这些均有可能致使土壤溶液总磷含量升
高。
用 split-line 模型拟合得到本试验区土壤环境条
件下, 指示稻田磷素淋溶及径流风险的土壤 Olsen-P
突变点浓度分别为 26.0 mg·kg1、24.8 mg·kg1, 这与
张焕朝等[23]及李卫正等[24]在同一地区的模拟试验结
果相近, 他们通过单季高量施磷以模拟 10 年或 20
年后土壤磷素累积, 得到指示稻田磷素淋溶及径流
风险的土壤Olsen-P临界值分别为 26.3 mg·kg1、26.2
mg·kg1。单季一次性高量施用磷肥, 施入的磷素与
土壤的平衡反应时间较短, 可能会导致当季土壤磷
淋溶与迁移偏离实际。本试验结果基于 13年的磷肥
长期试验, 与单季高磷施肥模拟相比, 更具实际意
义。另外, 他们认为, 当土壤 Olsen-P浓度小于临界
值时, 稻田 30 cm 渗漏水及田面水总磷浓度基本不
受土壤 Olsen-P 浓度变化的影响, 而是维持在一个
稳定水平。而本研究结果显示, 当土壤 Olsen-P浓度
小于突变点值时 , 土壤溶液总磷浓度也会随土壤
Olsen-P的累积而逐渐增高, 土壤磷素的流失风险也
在逐渐加大。
连续 13 年适磷、高磷施用, 土壤 Olsen-P 含量
已分别达 26.9 mg·kg1、33.2 mg·kg1, 虽经过一个稻
季的淋洗, 仍均高于突变点浓度。土壤溶液中总磷
浓度的动态变化也显示, 高磷施用, 已导致稻田田
面水与 30 cm渗漏水中总磷浓度显著升高。而连续
长期适磷施用, 土壤溶液中总磷浓度增大幅度虽不
及高磷处理显著, 但其在监测的各阶段磷浓度也有
第 4期 颜 晓等: 长期施磷稻田土壤磷素累积及其潜在环境风险 399


较高水平, 基本都超过了可引起水体富营养化的临
界值(0.05 mg·L1)。王小治等[25]及李卫正等[24]在太
湖地区水稻土上进行高量施磷模拟试验, 单季施磷
高达 150 kg·hm2, 即 2.5倍于本试验的适磷处理, 才
显著提高了当季土壤 30 cm渗漏水中的总磷浓度。
而本试验高磷处理, 施磷量虽仅为适磷施肥量的 1.5
倍, 但因是连续 13 年的长期施用, 其对土壤 30 cm
渗漏水中的总磷浓度影响也已达显著水平。这充分
说明 , 磷肥在土壤中的长期累积效应是不容忽视
的。长期施磷, 即使在磷肥用量适宜的情况下, 随着
土壤 Olsen-P 的不断累积, 磷素的流失风险也会逐
渐加大。当土壤 Olsen-P累积量超过突变点时, 磷素
的流失风险会迅速升高 , 对附近水体环境造成威
胁。
因此, 鉴于磷素在土壤中过量累积而引发的环
境风险及磷肥施用作物产量边际效应的递减, 在太
湖地区稻麦轮作体系下, 磷肥不宜以常规适磷水平
长期施用, 建议以低磷即每年 30 kg·hm2 的水平长
期施用或以每年 60 kg·hm2的适磷水平间歇式施用。
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