海南典型稻菜轮作区和香蕉园氮磷盈余及土壤硝态氮累积

2023-08-15赵永鉴张博飞张翀巨晓棠

中国农业科学 2023年15期

赵永鉴，张博飞，张翀，巨晓棠

赵永鉴，张博飞，张翀，巨晓棠

海南大学热带农林学院，海口 570228

【目的】海南省是我国稻菜轮作和香蕉种植面积较大的省份，农户投入的氮（N）和磷（P）肥远超过了作物的养分需求，对海南生态环境可能造成不利影响。研究海南典型作物体系氮磷输入、输出、盈余及土壤硝态氮累积，为评价其养分损失及环境影响、提高养分管理水平提供科学依据。【方法】2021—2022年选取海南稻菜轮作和香蕉种植典型区域澄迈县为研究区，确定20个稻菜轮作田块和15个香蕉园。采用跟踪记录的方法获取所有地块的化肥施用量、有机肥施用量和秸秆还田方式及还田量等信息。采用跟踪采样的方法测定作物生物量及其养分含量。采用文献调研的方法获取研究区域土壤-作物体系养分沉降和生物固氮等其他来源数据。选取5个旱地香蕉园，采用土钻法采集土壤并测定0—400 cm土壤剖面硝态氮累积量。【结果】海南典型稻菜轮作区氮肥和磷肥投入量分别为1 308 kg N·hm-2（化肥和有机肥分别为975和333 kg N·hm-2）和515 kg P·hm-2（化肥和有机肥分别为385 和130 kg P·hm-2），作物地上部吸氮量和吸磷量分别为248 kg N·hm-2和48 kg P·hm-2，稻菜轮作区氮素和磷素盈余分别为1 196 kg N·hm-2和484 kg P·hm-2。香蕉园氮肥和磷肥投入量分别为1 340 kg N·hm-2（化肥和有机肥分别为1 293和47 kg N·hm-2）和447 kg P·hm-2（化肥和有机肥分别为442和5 kg P·hm-2），香蕉地上部吸氮量和吸磷量分别为242 kg N·hm-2和23 kg P·hm-2，氮素和磷素盈余分别为1 271 kg N·hm-2和435 kg P·hm-2。香蕉园0—400 cm土壤剖面硝态氮累积量为1 131 kg N·hm-2。【结论】过量施用氮肥和磷肥，导致海南典型区土壤-作物体系存在大量的养分盈余，旱地土壤也累积了大量的硝态氮。海南以较大的养分损失和环境代价生产热带高值水果和蔬菜，未来必须优化农田养分管理措施以保障其生态环境安全。

稻菜轮作；香蕉园；氮磷盈余；硝态氮累积；海南省

0 引言

【研究意义】氮和磷均是植物生长发育不可缺少的元素，对作物产量和品质的提升起着关键作用[1]。绝大部分的氮磷以肥料的形式进入到农田生态系统中，为满足日益增长人口的食物需求发挥着不可替代的作用。然而，氮磷肥料在农田的大量使用，已经改变地球系统的养分循环，导致了一系列的负面环境影响，如水体富营养化、大气污染、土壤酸化和生物多样性丧失等[2-5]。定量土壤-作物体系的氮磷投入、产出和盈余，有助于评价给定作物体系的养分管理是否合理，并提出提高养分管理的措施[6]。【前人研究进展】海南岛是我国重要的冬季蔬菜和热带水果产地，对满足全国城镇居民冬季蔬菜和热带水果消费作出了重要贡献。为了提高农产品产量，农户投入了大量的肥料，如香蕉园的化学氮肥和磷肥投入量分别为900 kg N·hm-2和59 kg P·hm-2，且高于我国其他香蕉主产区的化学氮磷肥用量，这些氮磷肥的投入量也远远高于作物对氮磷养分的吸收量[7]。这些未能被作物吸收利用的氮磷养分会迁移到水体或挥发到大气中，导致农业面源污染。海南农业生产主要分布在沿海的平原区，农业集约化种植带来的活性氮磷排放直接面向近海水体，带来了严峻的生态环境污染[8]。然而，目前缺乏对海南典型作物体系养分去向及其环境效应的评估，导致农业绿色发展缺乏科学依据，不利于海南建设“国家绿色发展先行区”。【本研究切入点】利用养分管理的指标体系，定量评价土壤-作物体系的养分输入、输出、盈余是改进农田养分管理的重要方法[9-10]。土壤剖面硝态氮累积也是评价氮素管理的重要指标。近年来，在硝化能力弱的酸性红壤旱作农田土壤剖面发现了大量硝态氮累积[11]，而在强酸性的砖红壤区域，硝态氮是否累积且累积量能够达到多少并不明确。【拟解决的关键问题】本研究以海南省典型的种植体系，稻菜轮作和香蕉园为对象，定量其氮磷盈余和土壤剖面硝态氮累积，为评价海南典型作物体系养分损失及其环境风险、提高海南农田养分管理水平提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况及田块选取

澄迈县是海南省的农业大县，是粮食和热带经济作物的重要生产基地。农作物种类多，是海南稻、菜和香蕉的典型种植区域，水稻和香蕉产量分别占海南总产量的15%和27%[12]。选取海南澄迈县金江镇（19°44′42″N，110°1′24″E）和桥头镇（19°56′19″N，109°55′5″E）作为研究区域。该区域属典型热带季风气候，雨量充沛，日照充足。年均气温 24.27 ℃，年均日照时数 1 547.73 h，年均降雨量 1 630 mm[13]，地下水埋深为16—30 m[14]。土壤类型为砖红壤，各田块的土壤理化性质详见图6。

本研究选取澄迈县金江镇的20块稻菜轮作农田，以及桥头镇的15个香蕉园进行农户养分投入调研及跟踪取样（植物和土壤样品采集），这些研究点均为海南典型稻菜轮作区或香蕉种植园，稻菜轮作种植年限约30年，香蕉种植年限为20—30年。同时采集了其中16块辣椒田的植物样品和5块辣椒田的土壤样品（养分投入调查为16块），以及11块水稻田植物样品及其土壤样品，15个香蕉园的植物和土壤样品。

1.2 农户养分投入情况调查

采用跟踪记录（取样）方式获取农户养分投入情况。首先建立农田基础信息库，包括农户姓名、联系方式、作物体系、田块位置、样地照片、田块面积、作物播种和收获日期。再采用跟踪记录的方式，在关键生育时期调查化肥及有机肥投入量（包括氮、磷肥）、灌溉水量和播种量等。根据土壤墒情，香蕉园每3—10 d灌溉一次，温度较高时新苗每2—3 d灌溉一次，老苗每5—7 d灌溉一次，每次灌水量10—15 mm；辣椒每5—10 d灌溉一次，温度较高时3—5 d灌溉一次，每次灌水量10—15 mm。对于有机肥还田的田块，还需要采集有机肥样品，带回实验室测定其氮磷含量。化学氮肥（kg N·hm-2）和磷肥（kg P·hm-2）的投入量根据农户化肥施用量和产品标识的养分含量计算。有机肥氮素和磷素的投入，根据有机肥施用量（鲜基）、含水量及氮素和磷素含量计算。有机肥氮素含量采用硫酸-水杨酸-催化剂消化-全自动凯式定氮仪法测定，磷素含量采用H2SO4-HNO3-钒钼黄比色-紫外分光光度计法测定[15]。

1.3 跟踪取样

辣椒于2021年10月完成定植，12月收获第一茬，于2022年4月初完成辣椒收获。在辣椒结果后的每次收获都进行辣椒果实采集，共收获3次。在田块选取有代表性的1 m×1 m=1 m2的微区，将微区内辣椒果实全部收获，称取鲜重。随后取若干有代表性的辣椒果实小样称取鲜重，在70 ℃烘箱烘干至恒重并计算含水量，烘干后的样品粉碎测定氮磷含量，用1 m2微区的辣椒果实鲜重、含水量和氮磷含量，折算每公顷辣椒果实的生物量和氮磷吸收量。最后一次收获辣椒时，将1 m2微区的辣椒植株样品分为茎、叶、果实分别测得鲜重，各器官取小样后按照上述步骤计算生物量和氮磷吸收量，将各器官的生物量和氮磷吸收量相加即为地上部生物量和吸氮量。水稻于2022年4月底完成定植，在2022年8月初收获。在田块选取有代表性的1 m×1 m=1 m2微区，将微区内水稻全部收获，称取鲜重。随后取若干株有代表性的小样分为秸秆和籽粒两部分，按照辣椒植株器官处理方法，计算得到水稻生物量和吸氮量。2022年7—9月为香蕉收获季，完成收获后砍掉老苗，保留新苗继续生长。采样时，于球茎处砍获整株香蕉，将样品分为假茎、果轴、果实和叶片四部分，取小样后按照辣椒季植株器官的处理和计算方法，计算得到香蕉生物量和吸氮量。本研究辣椒和香蕉产量以收获时的鲜重计，水稻产量以烘干重计。

辣椒、水稻和香蕉收获后，分别在每块农田采集3—5钻0—100 cm土层（以20 cm为间隔）的土壤样品，将全部土壤样品带回实验室过筛，一部分在4 ℃冰箱冷藏储存，在一周内用1 mol·L-1KCl浸提土壤后，采用流动分析仪（FUTURA，Alliance，France）测定铵态氮和硝态氮含量。另一部分土壤样品在实验室风干后储存，用以测定pH、有机碳、全氮、速效磷和速效钾。风干土壤pH采用电位计法测定，土壤有机碳通过重铬酸钾法测定，土壤全氮通过全自动凯氏定氮法测定，土壤速效磷通过NH4F-HCl浸提-紫外分光光度计测定，土壤速效钾通过NH4OAc浸提，火焰光度计测定。

为了研究香蕉园剖面土壤硝态氮累积，香蕉收获后，在5个香蕉园各采集1钻0—400 cm土层（以20 cm为间隔）的土壤样品，带回实验室4 ℃冷藏储存，一周内浸提并测定土壤铵态氮和硝态氮含量。

1.4 文献调研

氮沉降数据来自于国家氮沉降观测网，首先采用华南地区的年氮沉降量作为研究区域的年氮沉降量，为33 kg N·hm-2·a-1[16]。再根据我国南方地区月氮沉降占年氮沉降量的比例[17]折算出研究区域的月氮沉降量，最后根据每个作物生育期的月份计算为生育期的氮沉降量。大气磷沉降为1 kg P·hm-2·a-1[18-20]。水稻非共生固氮量为33 kg N·hm-2·a-1，香蕉、辣椒生物固氮量为15 kg N·hm-2·a-1[21]。

1.5 数据处理

1.5.1 氮磷盈余

氮素盈余（kg N·hm-2）=化肥氮+有机肥氮+氮沉降+生物固氮+秸秆还田氮-地上部吸氮量；

磷素盈余（kg P·hm-2）=化肥磷+有机肥磷+磷沉降+秸秆还田磷-地上部吸磷量。

秸秆还田的氮素和磷素输入均为上一茬作物。香蕉叶片和假茎还田，辣椒和水稻均为茎和叶还田。

1.5.2 土壤硝态氮累积量某一土层土壤硝态氮累积量的计算方法见公式1，将每一层次的土壤硝态氮累积量相加即为所有层次土壤剖面硝态氮累积量。

S = C×BD×d ⁄ 10 （1）

式中，S为土壤硝态氮累积量（kg N·hm-2），C是土壤硝态氮含量（mg·kg-1），BD是土壤容重（g·cm-3），d是对应层次的土壤厚度（cm），10是单位换算系数。

数据整理和差异性分析，分别使用Microsoft Excel 2022和SPSS进行处理，图表的绘制使用Origin 2023。

2 结果

2.1 肥料养分投入

不同农户之间肥料养分投入存在较大的差异（图1）。其中化肥氮是主要的肥料氮投入来源，在香蕉、辣椒和水稻季分别占肥料氮总投入的85%—100%、55%—100%和100%（图1-a、1-b和1-c）。农户仅施用少量的有机肥，且仅在香蕉和辣椒季投入。同氮素投入类似，化肥磷是香蕉园和稻菜轮作体系主要的肥料磷投入来源，在香蕉和辣椒季分别占肥料磷投入的97%—100%和58%—100%（图1-d、1-e和1-f），且在辣椒田投入的有机肥较多，水稻季仅有一户农田投入磷肥，其余91%的农田均没有投入磷肥。

横坐标为香蕉、辣椒和水稻田的农户姓名缩写，代表实地调研的农户田块。下同

2.2 作物产量和地上部养分吸收

图2显示，香蕉、辣椒和水稻的果实产量分别为44.15—78.62 t·hm-2（平均57.70 t·hm-2）、19.50—60.45 t·hm-2（平均39.21 t·hm-2）和4.18—9.04 t·hm-2（平均6.25 t·hm-2）。以上3种作物对应的秸秆产量分别为53.82—106.89 t·hm-2（平均78.40 t·hm-2）、1.69—5.02 t·hm-2（平均3.62 t·hm-2）和4.65—6.67 t·hm-2（平均5.63 t·hm-2）。

香蕉、辣椒和水稻的地上部吸氮量分别为171— 309 kg N·hm-2（平均242 kg N·hm-2）、85—138 kg N·hm-2（平均109 kg N·hm-2）和109—180 kg N·hm-2（平均135 kg N·hm-2）。作物各器官的吸氮量由高到低排列如下，香蕉：果实、叶片、假茎、果轴，辣椒：果实、叶片、茎，水稻：籽粒、茎、叶片。3种作物果实的吸氮量分别占地上部总吸氮量的45%、59%和65%（图3-a、3-b和3-c）。

香蕉、辣椒和水稻的地上部吸磷量分别为16—40 kg P·hm-2（平均23 kg P·hm-2）、10—20 kg P·hm-2（平均15 kg P·hm-2）和26—43 kg P·hm-2（平均32 kgP·hm-2）。作物各器官的吸磷量由高到低排列如下，香蕉：果实、叶片、假茎、果轴，辣椒：果实、叶片、茎，水稻：籽粒、茎、叶片。3种作物果实的吸磷量分别占地上部总吸磷量的51%、69%和66%（图3-d、3-e和3-f）。

图2 香蕉、辣椒和水稻各器官产量

图3 香蕉、辣椒和水稻各器官养分吸收量

2.3 不同作物体系养分盈余

过量氮素投入，使香蕉园和辣椒田产生了大量的氮素盈余。香蕉园和稻菜轮作体系的氮素盈余量相当，分别为538—2 286 kg N·hm-2（平均1 271 kg N·hm-2）和388—2 052 kg N·hm-2（平均1 196 kg N·hm-2），水稻田的氮素盈余仅为-25—141 kg N·hm-2（平均43 kg N·hm-2）（图4）。香蕉园和辣椒田磷素盈余量分别为213—624 kg P·hm-2（平均435 kg P·hm-2）和150—827 kg P·hm-2（平均448 kg P·hm-2），并远超过水稻田磷盈余的-19 kg P·hm-2。稻菜轮作体系磷盈余为130—803 kg P·hm-2（平均484 kg P·hm-2）（图4）。

图4 香蕉园、辣椒田和水稻田养分盈余

表1汇总了海南典型香蕉园和稻菜轮作体系氮素投入、产出和盈余。考虑大气氮沉降、生物固氮以及秸秆还田氮后，香蕉、辣椒、水稻以及稻菜轮作体系总氮素投入量分别为1 513、1 127、178和1 444 kg N·hm-2，其中肥料氮（包括化肥和有机肥）分别占上述作物体系总氮素投入量的89%、94%、69%和91%。香蕉、辣椒、水稻和稻菜轮作体系的作物携出氮分别占其总氮素输入的16%、10%、76%和17%，远低于氮素输入量。上述各作物体系的氮素盈余量分别为 1 271、1 018、43和1 196 kg N·hm-2。

表2为海南典型香蕉园和稻菜轮作体系农户常规管理的磷素投入、产出和盈余。考虑大气磷沉降以及秸秆还田，香蕉、辣椒、水稻以及稻菜轮作体系总磷素投入量分别为458、463、13和532 kg P·hm-2，其中肥料磷（包括化肥和有机肥）分别占上述作物体系磷素总投入量的97%、97%、58%和97%。香蕉、辣椒、水稻和稻菜轮作体系的作物携出磷分别为占其磷素总输入的5%、3%、246%和9%，远低于磷素输入量。上述各作物体系的磷素盈余量分别为435、448、-19和484 kg P·hm-2。

表1 香蕉园和稻菜轮作氮素投入、产出及盈余

同行数据后不同小写字母表示不同作物差异显著（＜0.05）。下同

Different lowercase letters after the same row of data indicate significant differences between different crops (＜0.05). The same as below

表2 香蕉园和稻菜轮作磷素投入、产出及盈余

2.4 土壤无机氮累积及分布特征

与土壤硝态氮相比，土壤铵态氮含量和累积较低。香蕉、辣椒和水稻季收获后0—100 cm土壤铵态氮累积量分别为58、45和31 kg N·hm-2（图5-a和5-c）。香蕉园的土壤硝态氮累积量显著高于稻菜轮作农田。香蕉、辣椒和水稻季0—100 cm土壤硝态氮累积量分别为108、43和8 kg N·hm-2（图5-b和5-d）。香蕉园0—100、100—200、200—300、300—400 cm土层硝态氮累积量分别为104、286、357和385 kg N·hm-2（图5-b）。在0—400 cm土壤剖面中，超过91%的硝态氮累积于100 cm以下的土层中，表明大量的硝态氮通过淋溶累积到了深层的土壤。

图5 香蕉园、辣椒田和水稻田土壤剖面无机氮累积量

2.5 土壤基础理化性质

香蕉和辣椒收获后，耕层土壤（0—20 cm）有机碳和全氮含量均高于水稻收获后，且香蕉园耕层土壤有机碳（12.08 g·kg-1）和全氮（1.16 g·kg-1）含量显著高于水稻田（分别为9.29和0.87 g·kg-1）（＜0.05）。香蕉园耕层土壤速效磷（38 mg·kg-1）显著低于辣椒田和水稻田（126—143 mg·kg-1）（＜0.05），但香蕉园耕层速效钾含量（148 mg·kg-1）显著高于辣椒田（82 mg·kg-1）和水稻田（28 mg·kg-1）（＜0.05）（图6），3种作物收获后土壤pH无显著性差异，为5.39—5.75。稻菜轮作体系作物收获后，耕层以下（20—100 cm）的土壤养分含量（有机碳、全氮、速效磷和速效钾），随着土壤深度增加迅速降低，而香蕉园土壤养分含量随着土壤深度增加缓慢降低（图6）。

3 讨论

3.1 海南典型稻菜轮作区和香蕉园养分盈余

海南典型稻菜轮作区和香蕉典型种植区域氮素盈余分别高达1 196和1 271 kg N·hm-2，稻菜体系的高氮素盈余几乎全部来自于辣椒季，水稻季氮素盈余仅为43 kg N·hm-2（表1），相当于热带地区单季稻的合理氮素盈余[22]。而辣椒和香蕉氮素盈余远远高于国际推荐的合理氮素盈余（39—100 kg N·hm-2）[22]。从表1可以看出，辣椒和香蕉高的氮素盈余是由于高氮肥投入所导致。海南典型香蕉种植区域肥料氮施用量，是我国香蕉园肥料氮推荐施用量（900 kg N·hm-2）的1.5倍[7]，较高的氮素盈余导致的农业面源污染，可能是海南近海水域水质变差的重要原因之一[23]。本研究得到的海南典型稻菜轮作区和香蕉园氮素盈余，均高于洪秀杨等[24]报道的520和675 kg N·hm-2，可能是由于研究方法不同所导致。本研究采用跟踪记录的方式实时记载农户氮肥用量，由于辣椒和香蕉整个生育期施肥次数较多（10次以上），跟踪记录比一次性调研更能准确地统计农户肥料施用量。此外，本研究的作物养分含量通过实测得来，比采用文献调研的方法[17]更能准确反映研究田块作物的实际养分吸收量。

图中水平线表示LSD0.05值。香蕉园样本量为n=15，辣椒地样本量为n=5，水稻田样本量为n=11

本研究香蕉种植区域肥料磷施用量，是我国香蕉肥料磷推荐施用量（59 kg P·hm-2）的2倍以上[7]，肥料磷的过量投入也导致了磷素盈余较高，稻菜轮作和香蕉体系分别为484和435 kg N·hm-2，稻菜体系的高磷素盈余几乎全部来自于辣椒季，水稻季磷素盈余为-19 kg P·hm-2（表2）。本研究的稻菜轮作和香蕉园磷素盈余，均高于洪秀杨等[24]报道的217和277 kg P·hm-2，可能是上述研究方法不同所导致。尽管目前缺乏可以参照的我国农田磷素盈余阈值，海南辣椒和香蕉的磷素盈余远超过相应的磷肥推荐施用量，分别为13和65 kg P·hm-2[25]，磷素利用率也仅为3%和5%（表2）。此外，稻菜轮作和香蕉园耕层土壤速效磷含量超过了我国作物达到优化产量时的土壤有效磷阈值（11—21 mg·kg-1），及导致磷淋溶拐点出现的土壤有效磷阈值（40—90 mg·kg-1）[26]。海南稻菜轮作体系和香蕉园高的磷素盈余会导致磷向环境中迁移，加剧农业面源污染。

3.2 海南典型香蕉园深层土壤硝态氮累积

本研究发现海南典型香蕉园0—400 cm土壤剖面累积了大量的硝态氮（1 131 kg N·hm-2）（图5），且硝态氮累积量随着种植年限增加而增加（结果未展示）。土壤硝态氮累积在我国北方干旱，半干旱和半湿润的碱性土壤中报道较多[27-29]。在我国南方湿润气候的酸性土壤，由于土壤硝化速率较低，且氮素随径流和反硝化损失较大，通常认为土壤剖面不易积累硝态氮。然而，YANG等[11]通过地质钻孔取样的方法，发现江西酸性红壤典型旱地（果园和花生田）土壤剖面母质层（320—1 000 cm，平均536 cm）以上的土壤发生层累积了44—1 116 kg N·hm-2（平均431 kg N·hm-2）的硝态氮。本研究进一步证实了旱地酸性土壤能够累积大量的硝态氮，其机制可能是酸性土壤被农业利用后显著增强了自养硝化速率，而硝态氮同化速率降低，破坏了酸性区域自然土壤所具有的保氮能力[30]，此外，低pH刺激土壤异养硝化的发生可能是酸性土壤累积硝态氮的另一个机制[31]。旱地土壤有机质含量一般较低，且通气性较好，这部分累积的土壤硝态氮很难通过反硝化作用去除，对地下水质量产生严重威胁[27]。因此，我们推荐采用合理施氮量，从源头上减少土壤过量的硝态氮积累及其环境风险[32]。

3.3 减少海南作物体系养分损失及其环境风险的途径

过量的氮磷盈余会导致土壤酸化、地下水污染、作物减产和农产品品质下降等问题[2-5,33-34]，而过低的氮磷盈余可能会导致土壤养分亏缺，因此，氮磷盈余必须控制在合理的范围内[22]。海南农业生产主要分布在沿海的平原区，农业集约化种植带来的养分损失直接面向近海水体，威胁生态环境安全。据报道，海南岛19个近海水域监测点中，有6个监测点的水体总溶解氮超过国家水质Ⅲ类饮用水标准[8]。因此，发展热带特色高值农业和保护自贸港生态环境，是海南农业发展面临的双重挑战。目前，热带地区作物体系氮磷去向及其环境效应的研究相对薄弱，本研究通过评估海南典型作物体系氮磷平衡及土壤硝态氮积累，为评价热区作物生产的环境代价及提高养分管理提供依据。未来减少热带地区作物体系养分损失及其环境风险可通过以下途径：（1）采用基于4R Plus（正确的肥料用量，时间，种类和位置，并配合施用长效有机肥）的养分综合管理技术[35]，4R Plus比4R强调了有机-无机养分的配施，这对于发展热带高值水果和蔬菜等作物尤为重要；（2）通过土壤酸性改良协同有机质提升，提高土壤对养分的保持能力及作物对养分的吸收利用；（3）采用水肥一体化技术施肥和灌溉，提高养分和水分利用率。

4 结论

本研究通过跟踪记录和取样的方式，定量了海南典型稻菜轮作区和香蕉园氮磷投入、产出和盈余，以及旱地香蕉园土壤剖面硝态氮累积状况。稻菜轮作体系氮素和磷素盈余分别为1 196 kg N·hm-2和484 kg P·hm-2。香蕉园氮素和磷素盈余分别为1 271 kg N·hm-2和435 kg P·hm-2，且0—400 cm土层累积了1 131 kg N·hm-2硝态氮。海南以较大的养分盈余和环境代价生产热带高值水果和蔬菜，未来必须优化农田养分管理措施等以保障其生态环境安全。

[1] 巨晓棠, 谷保静. 我国农田氮肥施用现状、问题及趋势. 植物营养与肥料学报, 2014, 20(4): 783-795.

JU X T, GU B J. Status-quo, problem and trend of nitrogen fertilization in China. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2014, 20(4): 783-795. (in Chinese)

[2] SUTTON M A, BLEEKER A, HOWARD C M, BEKUNDA M, GRIZZETTI B, DE V W, VAN GRINSVEN H J M, ABROL Y P, ADHYA T K, BILLEN G, DAVIDSON E A, DATTA A, DIAZ R, ERISMAN J W, LIU X J, OENEMA O, PALM C, RAGHURAM N, REIS S, SCHOLZ R W, SIMS T, WESTHOEK H, ZHANG F S. Our Nutrient World: The challenge to produce more food and energy with less pollution. Global Overview of Nutrient Management. Centre for Ecology and Hydrology, Edinburgh on behalf of the Global Partnership on Nutrient Management and the International Nitrogen Initiative, 2013.

[3] ERISMAN J W, GALLOWAY J N, SEITZINGER S, BLEEKER A, DISE N B, ROXANA PETRESCU A M, LEACH A M, DE VRIES W. Consequences of human modification of the global nitrogen cycle. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 2013, 368(1621): 20130116.

[4] BOBBINK R, HICKS K, GALLOWAY J, SPRANGER T, ALKEMADE R, ASHMORE M, BUSTAMANTE M, CINDERBY S, DAVIDSON E, DENTENER F, EMMETT B, ERISMAN J W, FENN M, GILLIAM F, NORDIN A, PARDO L, DE VRIES W. Global assessment of nitrogen deposition effects on terrestrial plant diversity: A synthesis. Ecological Applications, 2010, 20(1): 30-59.

[5] BLEEKER A, HICKS W K, DENTENER F, GALLOWAY J, ERISMAN J W. N deposition as a threat to the World’s protected areas under the convention on biological diversity. Environmental Pollution, 2011, 159(10): 2280-2288.

[6] ZHANG X, DAVIDSON E A, ZOU T, LASSALETTA L, QUAN Z, LI T, ZHANG W. Quantifying nutrient budgets for sustainable nutrient management. Global Biogeochemical Cycles, 2020, 34(3): e2018GB006060.

[7] 赵凤亮, 邹刚华, 单颖, 丁哲利, 吴佩聪, 张鹏, 朱治强. 香蕉园化肥施用现状、面源污染风险及其养分综合管理措施. 热带作物学报, 2020, 41(11): 2346-2352.

ZHAO F L, ZOU G H, SHAN Y, DING Z L, WU P C, ZHANG P, ZHU Z Q. Current status of chemical fertilizer application in banana plantation, environmental risks and integrated nutrient management practices. Chinese Journal of Tropical Crops, 2020, 41(11): 2346-2352. (in Chinese)

[8] ZHANG P, RUAN H M, DAI P D, ZHAO L R, ZHANG J B. Spatiotemporal River flux and composition of nutrients affecting adjacent coastal water quality in Hainan Island, China. Journal of Hydrology, 2020, 591: 125293.

[9] OENEMA O, KROS H, DE VRIES W. Approaches and uncertainties in nutrient budgets: implications for nutrient management and environmental policies. European Journal of Agronomy, 2003, 20(1/2): 3-16.

[10] 巨晓棠, 谷保静. 氮素管理的指标. 土壤学报, 2017, 54(2): 281-296.

JU X T, GU B J. Indexes of nitrogen management. Acta Pedologica Sinica, 2017, 54(2): 281-296. (in Chinese)

[11] YANG S H, WU H Y, DONG Y, ZHAO X R, SONG X D, YANG J L, HALLETT P D, ZHANG G L. Deep nitrate accumulation in a highly weathered subtropical critical zone depends on the regolith structure and planting year. Environmental Science & Technology, 2020, 54(21): 13739-13747.

[12] 海南省统计局. 海南统计年鉴（1990-2022）. 北京: 中国统计出版社, 2022.

Hainan Statistical Bureau. Hainan Statistical Yearbook (1990–2022). Beijing: China Statistics Press, 2022. (in Chinese)

[13] HERSBACH H, BELL B, BERRISFORD P, BIAVATI G, HORÁNYI A, MUÑOZ SABATER J, NICOLAS J, PEUBEY C, RADU R, ROZUM I, SCHEPERS D, SIMMONS A, SOCI C, DEE D, THÉPAUT J N. ERA5 monthly averaged data on single levels from 1979 to present. Copernicus Climate Change Service (C3S) Climate Data Store (CDS), 2019.

[14] 水利部. 地下水动态月报. 2023年1月.

Ministry of Water Resources. Monthly report on groundwater dynamics. January 2023. (in Chinese)

[15] 鲍士旦. 土壤农化分析. 3版. 北京: 中国农业出版社, 2000.

BAO S D. Soil and Agricultural Chemistry Analysis. 3rd ed. Beijing: China Agriculture Press, 2000. (in Chinese)

[16] XU W, LUO X S, PAN Y P, ZHANG L, TANG A H, SHEN J L, ZHANG Y, LI K H, WU Q H, YANG D W, ZHANG Y Y, XUE J, LI W Q, LI Q Q, TANG L, LU S H, LIANG T, TONG Y A, LIU P, ZHANG Q, XIONG Z Q, SHI X J, WU L H, SHI W Q, TIAN K, ZHONG X H, SHI K, TANG Q Y, ZHANG L J, HUANG J L, HE C E, KUANG F H, ZHU B, LIU H, JIN X, XIN Y J, SHI X K, DU E Z, DORE A J, TANG S, COLLETT J L Jr, GOULDING K, SUN Y X, REN J, ZHANG F S, LIU X J. Quantifying atmospheric nitrogen deposition through a nationwide monitoring network across China. Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15(21): 12345-12360.

[17] 杨小林, 贺梦微, 陈艺晏, 李义玲. 丹江口库区大气氮干湿沉降动态变化特征研究. 人民长江, 2022, 53(5): 62-68.

YANG X L, HE M W, CHEN Y Y, LI Y L. Dynamic characteristics of atmospheric nitrogen dry and wet deposition in Danjiangkou Reservoir area. Yangtze River, 2022, 53(5): 62-68. (in Chinese)

[18] ZHU J X, WANG Q F, HE N P, SMITH M D, ELSER J J, DU J Q, YUAN G F, YU G R, YU Q. Imbalanced atmospheric nitrogen and phosphorus depositions in China: Implications for nutrient limitation. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2016, 121(6): 1605-1616.

[19] MA X, JIAO X N, SHA Z P, DING F, LI Y Z, XU W, TANG A H, XIA X P, FANGMEIER A, LIU X J. Characterization of atmospheric bulk phosphorus deposition in China. Atmospheric Environment, 2022, 279: 119127.

[20] WEN Z, WANG R Y, LI Q, LIU J N, MA X, XU W, TANG A H, COLLETT J L, LI H G, LIU X J. Spatiotemporal variations of nitrogen and phosphorus deposition across China. Science of the Total Environment, 2022, 830: 154740.

[21] GU B J, JU X T, CHANG J, GE Y, VITOUSEK P M. Integrated reactive nitrogen budgets and future trends in China. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2015, 112(28): 8792-8797.

[22] ZHANG C, JU X T, POWLSON D, OENEMA O, SMITH P. Nitrogen surplus benchmarks for controlling N pollution in the main cropping systems of China. Environmental Science & Technology, 2019, 53(12): 6678-6687.

[23] LI T Y, HONG X Y, LIU S R, WU X Q, FU S, LIANG Y, LI J H, LI R, ZHANG C, SONG X T, ZHAO H W, WANG D F, ZHAO F L, RUAN Y Z, JU X T. Cropland degradation and nutrient overload on Hainan Island: a review and synthesis. Environmental Pollution, 2022, 313: 120100.

[24] 洪秀杨, 钟于秀, 李伟芳, 刘烁然, 巨晓棠, 阮云泽, 李婷玉. 海南农田养分平衡状况及环境风险评价. 植物营养与肥料学报, 2022, 28(11): 2070-2081.

HONG X Y, ZHONG Y X, LI W F, LIU S R, JU X T, RUAN Y Z, LI T Y. Nutrient balance in farmlands and the resulting environmental risk in Hainan Province. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2022, 28(11): 2070-2081. (in Chinese)

[25] 张福锁, 陈新平, 陈清. 中国主要作物施肥指南. 北京: 中国农业大学出版社, 2009.

ZHANG F S, CHEN X P, CHEN Q. Guide to Fertilization of Main Crops in China. Beijing: China Agricultural University Press, 2009. (in Chinese)

[26] BAI Z H, LI H G, YANG X Y, ZHOU B K, SHI X J, WANG B R, LI D C, SHEN J B, CHEN Q, QIN W, OENEMA O, ZHANG F S. The critical soil P levels for crop yield, soil fertility and environmental safety in different soil types. Plant and Soil, 2013, 372(1): 27-37.

[27] ZHOU J Y, GU B J, SCHLESINGER W H, JU X T. Significant accumulation of nitrate in Chinese semi-humid croplands. Scientific Reports, 2016, 6(1): 1-8.

[28] JIA X X, ZHU Y J, HUANG L M, WEI X R, FANG Y T, WU L H, BINLEY A, SHAO M G. Mineral N stock and nitrate accumulation in the 50 to 200m profile on the Loess Plateau. Science of the Total Environment, 2018, 633: 999-1006.

[29] GAO J B, WANG S M, LI Z Q, WANG L, CHEN Z J, ZHOU J B. High nitrate accumulation in the vadose zone after land-use change from croplands to orchards. Environmental Science & Technology, 2021, 55(9): 5782-5790.

[30] 张金波, 程谊, 蔡祖聪. 土壤调配氮素迁移转化的机理. 地球科学进展, 2019, 34(1): 11-19.

ZHANG J B, CHENG Y, CAI Z C. The mechanisms of soil regulating nitrogen dynamics. Advances in Earth Science, 2019, 34(1): 11-19. (in Chinese)

[31] CHEN Z M, DING W X, XU Y H, MÜLLER C, RÜTTING T, YU H Y, FAN J L, ZHANG J B, ZHU T B. Importance of heterotrophic nitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium in a cropland soil: Evidences from a15N tracing study to literature synthesis. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 91: 65-75.

[32] 巨晓棠, 张翀. 论合理施氮的原则和指标. 土壤学报, 2021, 58(1): 1-13.

JU X T, ZHANG C. The principles and indicators of rational N fertilization. Acta Pedologica Sinica, 2021, 58(1): 1-13. (in Chinese)

[33] 钟秀明, 武雪萍. 我国农田污染与农产品质量安全现状、问题及对策. 中国农业资源与区划, 2007, 28(5): 27-32.

ZHONG X M, WU X P. Present status, existing problems and counter measures of farmland pollution and quality and safety of agricultural products in China. China Journal of Agricultural Resources and Regional Planning, 2007, 28(5): 27-32. (in Chinese)

[34] 郝晓燕, 韩一军, 刘乃郗. 京津冀地区氮磷钾肥施用量与种植业产值的关联性分析. 华中农业大学学报(社会科学版), 2015(6): 29-36.

HAO X Y, HAN Y J, LIU N X. Correlation analysis on NPK fertilizer usage amount and output value of crop in Beijing-Tianjin-Hebei. Journal of Huazhong Agricultural University (Social Sciences Edition), 2015(6): 29-36. (in Chinese)

[35] ZHANG C, WANG D D, ZHAO Y J, XIAO Y L, CHEN H X, LIU H P, FENG L Y, YU C H, JU X T. Significant reduction of ammonia emissions while increasing crop yields using the 4R nutrient stewardship in an intensive cropping system. Journal of Integrative Agriculture, 2022, 22(6): 1883-1895.

Nitrogen and Phosphorus Surplus and Soil Nitrate Nitrogen Accumulation in Typical Rice-Vegetable Rotation and Banana Garden in Hainan

ZHAO YongJian, ZHANG BoFei, ZHANG Chong, JU XiaoTang

College of Tropical Agriculture and Forestry, Hainan University, Haikou 570228

【Objective】Hainan is the province with a large area of rice-vegetable rotation and banana cultivation in China, but the nitrogen (N) and phosphorus (P) fertilizers input by farmers far exceed the nutrient requirements of crops, which may have a negative impact on Hainan’s ecological environment. The aim of this study was to investigate the N and P surpluses, and soil nitrate accumulation in typical cropping systems in Hainan, thus to provide scientific basis for evaluating nutrient losses and their impacts and achieving sustainable nutrient management. 【Method】In 2021-2022, a typical area for rice-vegetable rotation and banana cultivation in Chengmai, Hainan, was selected as the research area and 20 rice-vegetable rotation plots and 15 banana orchards were identified. The information of chemical and organic fertilizer application, straw returning method and amount of above fields were obtained by real-time record of farmers’ agricultural activities, crop biomass and the nutrient content were determined at crop harvest, and other nutrient input include nutrient deposition and biological N fixation were obtained by literature survey. Five banana orchards were selected and soil was collected by soil auger method and nitrate N accumulation was measured in the 0-400 cm soil profile.【Result】The N and P fertilizer inputs to the rice-vegetable rotation were 1 308 kg N·hm-2(975 kg N·hm-2of chemical and 333 kg N·hm-2of organic fertilizer) and 515 kg P·hm-2(385 kg P·hm-2of chemical and 130 kg P·hm-2of organic fertilizer); the aboveground N and P uptake of the crop were 248 kg N·hm-2and 48 kg P·hm-2; the surplus of N and P in rice and vegetable rotation was 1 196 kg N·hm-2and 484 kg P·hm-2. The N and P fertilizer inputs to banana orchards were 1 340 kg N·hm-2(1 293 kg N·hm-2of chemical and 47 kg N·hm-2of organic fertilizer) and 447 kg P·hm-2(442 kg P·hm-2of chemical and 5 kg P·hm-2of organic fertilizer); the aboveground N and P uptake were 242 kg N·hm-2and 23 kg P·hm-2; the banana N and P surpluses were 1 271 kg N·hm-2and 435 kg P·hm-2. The nitrate-N accumulation in the 0-400 cm soil profile of banana orchards was 1 131 kg N·hm-2. 【Conclusion】Excessive application of N and P fertilizers has led to the large nutrient surplus in typical soil-crop systems in Hainan, and large amount of nitrate-N has accumulated in banana orchard in the deep soil layer. Hainan produces typical high-value fruit and vegetables at the cost of large nutrient losses and negative environmental impacts, optimized nutrient management should be implemented to ensure its environmental safety.

rice-vegetable rotation; banana orchard; nitrogen and phosphorus surpluses; nitrate nitrogen accumulation; Hainan Province