崔 虎,王莉霞 ,歐 洋,閻百興 ,趙瑜佳 (.中國科學(xué)院濕地生態(tài)與環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所,吉林 長春 002；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京 0408；.長春師范大學(xué),吉林 長春 00)

隨著我國農(nóng)業(yè)集約化水平的不斷提高,化肥施用量大幅度增加.根據(jù)農(nóng)業(yè)部對(duì)我國年化肥施用量統(tǒng)計(jì)顯示:我國農(nóng)作物化肥施用量為328.5kg/hm2,遠(yuǎn)高于世界平均水平(120.0kg/hm2),分別是美國和歐盟化肥施用量的2.6和2.5倍[1].然而農(nóng)田中化肥利用率較低,僅為 30%～35%[2],由此造成的面源污染問題日益嚴(yán)峻. “十二五”以來,隨著對(duì)點(diǎn)源污染的控制,松花江流域面源逐步替代點(diǎn)源成為主要的污染源,尤其是由農(nóng)業(yè)生產(chǎn)引起的面源污染貢獻(xiàn)較大.水田N、P肥當(dāng)季利用率較低,大量的N、P素隨著農(nóng)田退水流入江河湖泊.且研究發(fā)現(xiàn),單位面積稻田的面源污染輸出負(fù)荷可達(dá)旱田的 5～21倍[3].因此,由農(nóng)田退水導(dǎo)致的水體富營養(yǎng)化問題凸顯,對(duì)生態(tài)環(huán)境安全產(chǎn)生潛在危害.

長期施用無機(jī)肥會(huì)導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性降低?破壞團(tuán)聚體水穩(wěn)性和微團(tuán)聚體分散系數(shù)上升等問題,從而使土壤有機(jī)質(zhì)含量下降、土塊板結(jié)[4-5].有機(jī)肥代替無機(jī)肥作為底肥可以改善土壤結(jié)構(gòu)?增強(qiáng)微生物活性?加速土壤 C、N累積?提高速效養(yǎng)分含量和促進(jìn)土壤團(tuán)聚體形成[6-9].牛糞是我國比較豐富的有機(jī)肥料之一,牛糞還田不僅解決了牛糞堆積導(dǎo)致的環(huán)境污染問題,還能實(shí)現(xiàn)牛糞資源的循環(huán)利用.已有研究表明,牛糞施入農(nóng)田后,對(duì)土壤腐殖質(zhì)的組成和結(jié)構(gòu)產(chǎn)生顯著影響,具體表現(xiàn)為可提高土壤胡敏酸(HA)氧化度和降低其縮合度,導(dǎo)致 HA中長鏈烷烴基和酚基碳含量升高,而富里酸(FA)中支鏈和短鏈烷基碳比例增加.進(jìn)而促進(jìn)土壤微生物的生長和繁衍[10].牛糞具有巨大的比表面積和發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu),能夠大量的吸附稻田上覆水中各種形態(tài)的氮?磷離子,從而降低水體富營養(yǎng)化的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[11-12].本研究選取東北典型黑土區(qū)為研究對(duì)象,采用牛糞部分代替化肥的施肥方式,在保證各處理外源N輸入量相同的前提下,研究水稻生長周期內(nèi) N、P在土-水界面的遷移轉(zhuǎn)化過程,估算稻田水體N、P的輸出負(fù)荷,探尋有機(jī)肥和無機(jī)肥合適的配比,達(dá)到經(jīng)濟(jì)和環(huán)境效益共贏的目的.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

表1 自然條件和土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Meteorological parameters and soil chemical characteristics

研究區(qū)設(shè)置在吉林省長春市中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所長春農(nóng)業(yè)綜合試驗(yàn)站(125°23′56.30″E,43°59′51.46″N).該 試驗(yàn)站的自然條件和土壤基本理化性質(zhì)如表1所示[13].

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

以長期耕作的水田為研究對(duì)象,根據(jù)牛糞和無機(jī)肥的不同配比設(shè)置 4種處理.用不同方式處理的試驗(yàn)區(qū)各設(shè)置 3個(gè)(4m×3m)平行實(shí)驗(yàn)小區(qū),共計(jì) 12個(gè)小區(qū).為防止各小區(qū)之間水分竄流?側(cè)滲,用塑料板將小區(qū)隔開.以該地區(qū)施肥常用類型及用量為依據(jù),底肥采用牛糞部分代替無機(jī)化肥的方式,在外源 N輸入總量相同的前提條件下,設(shè)計(jì)不同的底肥處理方案(表2).施用肥料為市場銷售的化肥磷酸氫二銨(N=18%;P=23%)和牛糞(pH=7.32;有機(jī)質(zhì)=14.5%;N=0.36%;P=0.16%).

稻田各項(xiàng)管理實(shí)施時(shí)間如下:5月31日施肥泡田,6月5日插秧,6月15日施用除草劑丁草胺;為保證水稻正常生長,7月20日在各小區(qū)追施鉀肥(KCl)約0.18kg(150kg/hm2);9月25日收割水稻.其他田間管理方式與當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶采用的模式相同.

表2 稻田不同處理肥料施加量Table 2 The amount of fertilizer in paddy field

1.3 樣品采集與分析方法

1.3.1 水樣采集 在水稻生長期內(nèi)施加底肥后的第2,4,8,10d采集水樣,之后以15d為間隔進(jìn)行水樣采集,共計(jì) 10次.采樣具體時(shí)間為采樣日下午 17:00～18:00,用容積為 100mL的醫(yī)用注射器隨機(jī)抽取小區(qū)內(nèi)的稻田水,每個(gè)小區(qū)抽取3次,注入塑料瓶并帶回實(shí)驗(yàn)室,測定各種形態(tài)的N、P.

1.3.2 土壤采集 施肥后第 1,9,24d采集土樣,之后以30d為間隔進(jìn)行土樣采集,共計(jì)6次.采樣具體時(shí)間設(shè)置在采樣日下午17:00～18:00.為防止采集的土樣受其他因素的干擾,將土樣放置于樣品袋中帶回實(shí)驗(yàn)室,自然條件下風(fēng)干,測定各形態(tài)N、P及脲酶和磷酸酶的含量.

1.3.3 水稻產(chǎn)量估算 水稻成熟后,應(yīng)用5點(diǎn)取樣法,按照對(duì)角線在各小區(qū)內(nèi)分別采集 5個(gè)面積為1m2的植物樣.之后將稻粒和稻桿分開,將稻粒放在烘箱里(恒溫 70℃)殺青 20min,隨后將溫度升至 105℃烘干至恒重,計(jì)算水稻籽粒產(chǎn)量,并測定稻穗?穗粒數(shù)及干粒重等指標(biāo).

1.3.4 測試方法 水樣中NH4+-N、NO3--N分別采用靛酚藍(lán)比色法和硫酸肼還原法測定;水樣和土樣中TN、TP分別采用硫酸肼還原法和鉬銻抗比色法測定;土樣中脲酶和磷酸酶分別采用苯酚鈉比色法和磷酸苯二鈉比色法測定.

1.3.5 數(shù)據(jù)處理 實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2007進(jìn)行相關(guān)計(jì)算,采用SPSS 18.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,采用Origin 9.0進(jìn)行制圖.

為探討TN、TP在田間水中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及水-土界面交換機(jī)制,本研究采用單指數(shù)衰減方程擬合TN、TP濃度變化趨勢.單指數(shù)衰減方程:

式中:x表示施肥后天數(shù),d;y表示指標(biāo)濃度,mg/L;A1表示衰減系數(shù),可反映測試指標(biāo)濃度衰減速率;y0、t表示單指數(shù)衰減方程常數(shù).

各種形態(tài)N、P對(duì)TN?TP輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率計(jì)算公式為:

2 結(jié)果與討論

2.1 牛糞-無機(jī)肥混施對(duì)田間水氮磷形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

施用不同配比的底肥后,田間水中 PO43--P和TP濃度隨時(shí)間動(dòng)態(tài)變化趨勢如圖1所示.配施牛糞N1+M5、N2+M10和M20處理田間水中可溶性磷濃度在施肥后第1d達(dá)到最大值,分別是僅添加二銨(N0)處理的1.27、1.17和1.55倍.4種不同處理可溶性磷均在 55d后達(dá)到施肥前水平,但下降趨勢略有差異.由于牛糞具有較大的比表面積和豐富的含氧官能團(tuán),對(duì)水中可溶性磷具有較強(qiáng)的吸附能力.同時(shí),牛糞表面富含陰離子,可提高土壤陽離子交換量(CEC),促進(jìn)水體陽離子向其表面遷移,降低因離子同質(zhì)作用而導(dǎo)致的PO43--P釋放風(fēng)險(xiǎn).因此,隨著牛糞施用量的增加,水體中可溶性磷濃度降低速率有所加快;而僅施加二銨的處理N0前3d可溶性磷濃度處于平穩(wěn)狀態(tài),濃度最小,為 2.14mg/L,然后迅速下降.因?yàn)槭┘佣@后,迅速溶解出 PO43--P,由于植物吸收和土壤吸附等作用,使其濃度降低.羅春燕等[15]研究發(fā)現(xiàn):動(dòng)物糞便中含有的可溶性磷占有機(jī)肥TP的比重較高,因此在施加有機(jī)肥后,有機(jī)肥中的可溶性磷會(huì)迅速擴(kuò)散到水體中,使田間水可溶性磷含量增高,隨著有機(jī)肥施用量的增加,農(nóng)田退水中可溶性磷含量顯著升高.N1+M5、N2+M10和 M20處理稻田水中TP濃度在施肥后第1d達(dá)到峰值,之后迅速下降,施肥第 5d后,下降趨勢明顯減緩;N0處理TP濃度在施肥后第3d達(dá)到峰值,之后2d濃度水平稍有下降,基本處于穩(wěn)定狀態(tài).4種處理TP濃度變化趨勢差異較大,這與P的添加量有關(guān).各處理磷濃度均在 55d左右降低至施肥前水平.通過比較PO43--P和TP的變化趨勢圖可以發(fā)現(xiàn),兩者稍有差異,這是因?yàn)?TP是由可溶性磷和顆粒磷組成的,牛糞僅對(duì)可溶性磷有較強(qiáng)的吸附作用[13].綜上所述:施肥后20d是控制磷素流失的關(guān)鍵時(shí)期.

施用不同配比的肥料后,田面水中NH4+-N、NO3--N和TN濃度隨時(shí)間變化趨勢如圖2所示.由于牛糞和二銨均含有大量的 N元素,施肥 1d后,NH4+-N?NO3--N和TN濃度較初始水平均有明顯提高.不同配比底肥施入水田后,稻田水中NH4+-N濃度均呈急劇上升趨勢,且在第3d達(dá)到峰值,之后迅速下降.施肥5d后下降趨勢明顯減緩,至55d左右稻田中NH4+-N濃度降至穩(wěn)定水平;由于水體中NH4+-N處于極不穩(wěn)定狀態(tài),易形成 NH3揮發(fā)散失.同時(shí),隨著牛糞配施量的增加,稻田土壤對(duì)NH4+-N的吸附能力逐漸增強(qiáng).因而導(dǎo)致M20處理田面水NH4+-N濃度在施肥后第1d即呈急劇下降趨勢.馬曉焉等[16]在研究動(dòng)物糞便對(duì)水稻土表層水氮磷動(dòng)態(tài)的影響時(shí)曾證實(shí)這一結(jié)論.牛糞部分代替無機(jī)化肥的處理NH4+-N 濃度要比僅施加二銨處理的 NH4+-N濃度低,這是由于牛糞中的 N主要是以有機(jī)態(tài)的形式存在,釋放的速度比較慢.朱兆良[17]在研究農(nóng)田中氮肥的損失與利用時(shí)發(fā)現(xiàn):水稻吸收?氨揮發(fā)?硝化作用和 N素下滲等因素會(huì)導(dǎo)致土壤中NH4+-N的損失.水稻在生長期內(nèi),根系的輸氧功能使周圍形成了好氧環(huán)境,為微生物的代謝提供了良好的環(huán)境,有利于好氧細(xì)菌的氧化反應(yīng),從而造成NH4+-N濃度的迅速下降.這一結(jié)論和本實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致.與 NH4+-N 相比,NO3--N濃度降至穩(wěn)定水平的時(shí)間較慢,因?yàn)镹O3--N主要是NH4+-N在微生物的硝化作用下生成的,硝化反應(yīng)需要一定的時(shí)間,且NO3--N在水體中的穩(wěn)定性比NH4+-N高.

圖1 牛糞-化肥配施對(duì)田間水PO43--P和TP的影響Fig.1 Concentrations of PO43--P and TP in field water under combined application of dairy manure and chemical fertilizer

圖2 牛糞-化肥配施對(duì)田間水NH4+-N、NO3--N和TN的影響Fig.2 Concentrations of NH4 + -N, NO3- - N and TN in field water under combined application of dairy manure and chemical fertilizer

單指數(shù)衰減方程擬合結(jié)果如表 3所示.除N1+M5?N2+M10和M20處理TP濃度隨時(shí)間變化單指數(shù)衰減模型擬合處于極顯著水平(0.8≤R2≤1)外,其余處理均處于顯著水平(0.5≤R2≤0.8);但各處理方程參數(shù)擬合結(jié)果均處于極顯著水平(F≤0.01).王小治等[18]在利用單指數(shù)衰減模型探究施肥后稻田水中N?P濃度變化規(guī)律時(shí),得出相似擬合結(jié)果(0.641≤R2≤0.940;F≤0.05).單指數(shù)衰減方程是反映化學(xué)反應(yīng)速率與反應(yīng)物質(zhì)條件(濃度)的動(dòng)力學(xué)方程,衰減系數(shù)(A1)即表示反應(yīng)物濃度變化速率.各處理對(duì) TN和 TP濃度變化速率(A1)影響差異較大,TN濃度變化速率以 N0處理最高(A1=150.628),M20處理最低(A1=84.021).說明施加牛糞可以減緩稻田水中 TN濃度的變化速率,能降低 N 素流失的風(fēng)險(xiǎn).馬鋒鋒等[12]研究發(fā)現(xiàn):TN在牛糞上的吸附量隨著平衡液中TN的濃度增加而增加,在低濃度時(shí)牛糞對(duì) TN吸附量增加較快,高濃度時(shí)吸附量增加較慢.TP濃度變化速率以M20處理最高(A1=10.403),N0處理最低(A1=3.209),隨著牛糞施用量的增加,稻田水中 TP濃度下降速率反而更快.綜合比較而言,稻田水中TN濃度降低速率明顯高于TP.

表3 不同處理TN和TP濃度變化單指數(shù)衰減方程擬合結(jié)果Table 3 The fitting results of TN and TP in different treatments using single exponential decay equation

N/P比值是影響藻類爆發(fā)性增長的重要因子,是水體中浮游藻類產(chǎn)生周期和產(chǎn)生量的重要反映[19].稻田水中N/P隨時(shí)間變化Explinear模型(y=P1e-X/P2+P3+P4X)擬合結(jié)果(0.2337≤R2≤0.9424;1.27×10-4≤F≤0.0173)如表 4 所示,基本呈現(xiàn)先降低后增加趨勢.N0處理N/P在施肥后第1d達(dá)到最大值(44.19),N1+M5、N2+M10和 M20處理 N/P在施肥后第 3d達(dá)到峰值(20.67、21.27、7.57),且N0處理N/P顯著高于N1+M5、N2+M10和M20處理.自然條件下,稻田水中 N/P為 1.36,外源輸入N/P分別為:0.76(N0)、0.84(N1+ M5)、0.94(N2+M10)和 4(M20).施加牛糞可影響稻田水中 N/P,因?yàn)榕＜S中的磷主要以有機(jī)態(tài)形式存在,分解速率較慢,同時(shí)牛糞對(duì)稻田水中可溶性磷具有較強(qiáng)的吸附作用[20].4種處理N/P均在施肥后20d達(dá)到最低值,之后緩慢升高,造成這一現(xiàn)象的主要原因是在微生物的作用下反硝化能力逐漸增強(qiáng).施肥后55d,稻田水中 N、P降至穩(wěn)定水平, N1+M5、N2+M10和 M20處理 N/P分別為:3.70、11.68和8.09,均低于處理 N0(17.68).因此,牛糞配施無機(jī)肥可降低稻田水中的 N/P.諸多研究表明,當(dāng) N/P的比值在10:1～25:1時(shí),藻類生長與氮、磷濃度存在直線相關(guān)關(guān)系,適宜藻類生長,容易發(fā)生富營養(yǎng)化[21].當(dāng)N/P為12:1左右時(shí),水體中藻類產(chǎn)生周期最短,產(chǎn)生量最多[22].因此在控制面源污染氮磷流失量、流失形態(tài)的同時(shí),也應(yīng)注意氮水體中輸入的氮磷比例.稻田水中各指標(biāo)趨于穩(wěn)定水平后,與N0處理相比,N1+M5、N2+M10和M20處理N/P分別降低了:79.07%、33.94%和 54.24%.且N1+M5、M20處理N/P比值在富營養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn)范圍以下,因此牛糞-化肥配施可降低受納水體富營養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn).

2.2 牛糞-無機(jī)肥混施對(duì)土壤氮磷形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響

施用不同配比的底肥后,土壤NH4+-N濃度呈單峰變化趨勢,NO3--N、TN濃度呈雙峰變化趨勢(圖3).土壤NH4+-N濃度在施肥后第9d達(dá)到峰值,以 N0處理最高,為 240.1mg/kg,分別是 N1+M5、N2+M10和 M20處理的1.21、1.46和 2.05倍.說明隨著牛糞配施量的增加,土壤NH4+-N濃度逐漸降低.其原因?yàn)?相對(duì)化肥而言,牛糞中N素主要富集于木質(zhì)纖維素中,不易轉(zhuǎn)化為植物可吸收形態(tài)[23].配施牛糞 N1+M5、N2+M10和 M20處理土壤NO3--N濃度在施肥后第9d首次達(dá)到峰值,且土壤NO3--N濃度隨著牛糞施用量的增加而降低;由于化肥中氮素為速效形態(tài),單施化肥的 N0處理土壤NO3--N濃度施肥后即開始下降.施肥后第 55d,N1+M5、N2+M10和 M20處理土壤 NO3--N濃度第二次達(dá)到峰值,以 N2+M10處理最高,為 6.5mg/kg,分別是N1+M5、M20和N0處理的1.20、1.30和1.25倍. N2+M10、M20處理土壤TN濃度在施肥后第9d首次達(dá)到峰值;而N1+M5處理土壤TN濃度在施肥后第 25d首次達(dá)到峰值;其原因可能是,N1+M5處理牛糞配施量較N2+M10、M20處理少,對(duì)土壤酶活性影響不顯著,導(dǎo)致土壤對(duì)磷素的吸附能力較弱.單施化肥 N0處理土壤 TN濃度施肥后即開始下降.N0、N1+M5、N2+M10和M20處理土壤TN濃度均在施肥后第85d第二次達(dá)到峰值,且土壤TN濃度隨著牛糞施用量的增加而升高.

施用不同配比的底肥后,土壤 TP濃度呈單峰變化趨勢(圖 3).N0、N1+M5、N2+M10和 M20處理土壤TP濃度在施肥后第9d開始顯著升高,于施肥后第 25d達(dá)到峰值.配施牛糞 N1+M5、N2+M10和M20處理土壤TP濃度分別是單施化肥N0處理的3.8、3.4和2.1倍.說明配施牛糞可提高土壤 TP含量,本實(shí)驗(yàn)結(jié)果與劉富春等[24]研究結(jié)論一致.

圖3 牛糞-化肥配施對(duì)土壤NH4+-N、NO3--N、TN和TP的影響Fig.3 Effects of combined application of dairy manure and chemical fertilizer on NH4 + -N, NO3- - N, TN and TP in soil

土壤N/P是研究生物多樣性?地球化學(xué)循環(huán)和生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)結(jié)構(gòu)的基礎(chǔ)[25].由土壤N/P隨時(shí)間變化 Explinear模型擬合結(jié)果(0.3452≤R2≤0.9861;0.0274≤F≤0.2852)可得(表 4):土壤 N/P 呈先下降后上升趨勢.N0、M20處理土壤 N/P在施肥后第1d即開始下降,N1+M5、N2+M10處理土壤N/P在施肥后1～9d略有升高,之后開始下降,4種處理均在施肥后第55d降低至最小值.此時(shí),N0處理N/P顯著高于其他3種處理,隨后開始迅速上升.待各種指標(biāo)趨于穩(wěn)定水平后,4種處理土壤N/P分別為:1.8、1.71、1.38和1.71,與對(duì)照組(N0)相比,N1+M5、N2+M10和M20處理土壤N/P分別降低了5.0%、23.3%和5.0%.土壤中N/P降低的原因是:一方面,稻田水中的NH4+-N處于不穩(wěn)定狀態(tài),易發(fā)生水解反應(yīng),形成 NH3揮發(fā)至空氣中,造成水體中 NH4+-N濃度降低,加大了土壤與水體之間的濃度差,使土壤中NH4+-N向水體移動(dòng);另一方面,土壤對(duì) P素的固定作用遠(yuǎn)高于 N素,因此N素的淋溶量遠(yuǎn)高于P素.隨著時(shí)間的推移,由于大氣氮沉降作用,導(dǎo)致土壤中N素含量升高.習(xí)斌等[25]研究指出:土壤 N 素淋溶主要以NO3--N為主,可占TN淋溶量的80%以上.因此,微生物反硝化作用的增強(qiáng)是保持土壤 N素的重要原因.而土壤中的有機(jī)磷在微生物的生化以及化學(xué)作用下逐漸轉(zhuǎn)化為植物可吸收形態(tài),作為營養(yǎng)物質(zhì)被植物利用,導(dǎo)致土壤P素含量降低.因此,土壤中N/P在施肥第55d后呈現(xiàn)急劇上升趨勢.牛糞不但含有大量的有機(jī)磷,而且含有大量的活性微生物,能夠促進(jìn)無機(jī)磷向有機(jī)磷轉(zhuǎn)化.同時(shí),有機(jī)肥呈堿性,可提高土壤 pH值,使難溶性磷酸化合物溶解度增大[26].因此,配施牛糞處理的土壤N/P明顯低于對(duì)照組(N0).

表4 田面水和土壤N/P比值Explinear方程擬合結(jié)果Table 4 The fitting results of N/P in the field water and soil usingexplinear equation

2.3 牛糞-無機(jī)肥混施對(duì)土壤酶活性的影響

土壤施用不同配比的肥料后,脲酶和磷酸酶濃度隨時(shí)間變化如圖 4所示.脲酶是尿素氨基水解酶的統(tǒng)稱,可催化尿素水解成二氧化碳和氨,在有機(jī)氮的礦化中起關(guān)鍵作用[27].采用牛糞-化肥配施方式(N1+M5、N2+M10、M20)的稻田土壤中脲酶濃度在施肥后第3d達(dá)到峰值,其含量與牛糞施加量顯著相關(guān),且明顯高于僅施加二銨處理(N0)的脲酶含量,分別提高了 102.9%、118.9%和75.4%.之后迅速下降,施肥后 24d達(dá)到施肥前水平.周俊國等[28]研究表明:動(dòng)物糞便的施用可使土壤脲酶的活性提高55%左右;且在一定范圍內(nèi),脲酶活性隨糞便施用量的增加而升高.脲酶濃度變化趨勢和稻田水中各 N素濃度變化趨勢近似相同,因?yàn)殡迕甘峭寥烂钢形ㄒ粚?duì)氮素肥料有重要影響的生物酶[27].

磷酸酶是土壤中磷素變化的主導(dǎo)者,其含量水平反映了土壤中磷素新陳代謝的旺盛程度.各處理磷酸酶濃度呈波動(dòng)變化,均在施肥后第9d達(dá)到峰值.且處理N1+M5、N2+M10和M20土壤磷酸酶濃度顯著高于處理N0,分別是N0的1.27、1.26和1.15倍.施肥55d后,土壤中磷酸酶濃度緩慢上升,這是因?yàn)榱姿崦傅幕钚耘c土壤微生物呼吸量和總生物量顯著相關(guān)[27].水稻生長中期,呼吸能力明顯增強(qiáng),且7月中旬以后是東北平原的雨季,增強(qiáng)了土壤生物酶的活性.有機(jī)磷占土壤總磷的30%～50%,土壤有機(jī)磷在磷酸酶酶促反應(yīng)水解的作用下,可轉(zhuǎn)化為能夠被植物吸收利用的形態(tài)[28].牛糞中含有豐富的有機(jī)磷,因此,添加牛糞處理土壤的磷酸酯酶活性顯著較高.

2.4 稻田水氮磷輸出負(fù)荷估算

參考祝惠等[29]研究三江平原水田氮輸出負(fù)荷的計(jì)算方法(表5),與僅施用二銨處理N0相比,添加牛糞的處理N1+M5、N2+M10和M20單位面積水田 PO43--P、TP年輸出負(fù)荷分別降低了20.4%、-22.3%、19.4%和20.3%、39.1%、48.9%,單位面積水田NH4+-N、NO3--N和TN年輸出負(fù)荷分別降低了 56.5%、37.6%、58.7%,52.1%、42.1%、75.1%和41.8%、36.0%、64.3%.N2+M10處理單位面積水田PO43--P年輸出負(fù)荷升高的原因是,二銨迅速釋放的 PO43--P容易和土壤中Ca2+、Mg2+離子結(jié)合生成沉淀[30];配施牛糞后,牛糞中的微生物會(huì)將部分 PO43--P活化,重新釋放至水體,從而導(dǎo)致田間水中 PO43--P濃度較高.三江平原TP、PO43--P年輸出總量分別為0.19t/km2和 0.02t/km2[3];楊育紅等[31]對(duì)第二松花江流域面源污染負(fù)荷的研究發(fā)現(xiàn),流域多年平均輸出的面源N輸出負(fù)荷占TN總輸出負(fù)荷的44%;李卓瑞[32]等指出:動(dòng)物糞便配施有機(jī)肥可顯著影響水田中N、P輸出負(fù)荷,2%、4%、6%和8%添加量處理TN、TP輸出負(fù)荷分別減少了17.6%、24.7%、30.6%、37.7%和26.0%、12.0%、15.7%、19.7%.通過比較發(fā)現(xiàn),施加牛糞部分代替無機(jī)化肥的處理顯著降低 N、P輸出負(fù)荷.因此,采用有機(jī)肥部分代替無機(jī)肥的施肥方式能降低田間水N、P輸出負(fù)荷,從而達(dá)到水田面源污染田間消減的目的.

圖4 牛糞-化肥配施對(duì)土壤脲酶和磷酸酶的影響Fig.4 Effects of combined application of manure and chemical fertilizer on urease and phosphatase in soil

表5 單位面積水田氮、磷素年輸出負(fù)荷Table 5 Output load of N、P in paddy field

圖5 牛糞-化肥配施對(duì)各形態(tài)N、P輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率的影響Fig.5 Effects of dairy manure - fertilizer application on the contribution rate of N and P output loads

各種形態(tài)N、P對(duì)TN、TP輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率計(jì)算結(jié)果如圖5所示.N0、N1+M5、N2+M10、M20處理NH4+-N、NO3--N對(duì)TN輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率分別為:14.60%、10.56%、14.24%、16.89%和61.66%、50.75%、55.93%、43.17%.分析可得:各處理NH4+-N對(duì)TN輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率差異不大,穩(wěn)定在 14.5%左右;隨著牛糞施用量的增加,NO3--N對(duì)TN輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率雖仍處于較高水平,但呈現(xiàn)明顯下降趨勢.因此,控制稻田水中NO3--N的損失,是提高其N含量的有效措施.且牛糞可促進(jìn)稻田水中 NO3--N 的固化,從而降低TN 的輸出負(fù)荷.N0、N1+M5、N2+M10和 M20處理PO43--P對(duì) TP輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率分別為:37.3%、37.3%、75.0%和58.9%.可見:隨著牛糞施用量的增加,PO43--P對(duì)TP輸出負(fù)荷貢獻(xiàn)率不但沒有降低,反而呈增加趨勢,以 N2+M10處理最為明顯,造成這一現(xiàn)象的原因是,各處理磷酸氫二銨的施加量有所不同,其含有大量的HPO42-,HPO42-在溶液中處于極不穩(wěn)定狀態(tài),進(jìn)而轉(zhuǎn)化成 PO43-,導(dǎo)致PO43--P在稻田水中的含量升高,PO43--P占TP的比重加大.余進(jìn)祥等[33]在研究鄱陽湖流域不同農(nóng)業(yè)利用方式下的氮磷輸出特征時(shí)表明:水田耕作方式下,有機(jī)肥和無機(jī)肥處理 NO3--N、NH4+-N輸出負(fù)荷分別占TN輸出負(fù)荷的7.1%、6.5%和13.3%、11.2%.結(jié)果表明:相對(duì)無機(jī)肥而言,有機(jī)肥的施用可降低NO3--N、NH4+-N占TN輸出負(fù)荷的百分比,和本研究在此方面結(jié)論一致.

2.5 有機(jī)肥部分替代化肥的經(jīng)濟(jì)效益評(píng)估

表6 牛糞-化肥配施水稻效益評(píng)估Table 6 Benefit evaluation on the combined application of manure - fertilizer

各處理水稻產(chǎn)量?收益和土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)如表 6所示.施用牛糞部分替代化肥的處理稻谷產(chǎn)量并未增加,由于施加牛糞處理的經(jīng)濟(jì)成本較高,反而使水稻實(shí)際收益分別降低了8.3%、3.2%和 11.1%.黃卉等[19]在研究牛糞配施無機(jī)肥對(duì)水稻產(chǎn)量的影響時(shí),也得出相似結(jié)論.指出造成這一結(jié)果的原因是,牛糞中含有大量的木質(zhì)性纖維素,營養(yǎng)成分分解成植物可利用形態(tài)的速率較慢,肥效遠(yuǎn)不及無機(jī)肥.但是配施牛糞處理可有效增加土壤有機(jī)質(zhì)、TN和TP含量,相對(duì)僅施用化肥處理(N0)而言,不同牛糞添加量土壤有機(jī)質(zhì)含量分別提高了 5.4%、10.2%和 7.8%;TP含量提高了40.0%、58.0%和42.0%;TN含量提高了32.2%、26.7%和 32.2%.因此牛糞和化肥的配施,對(duì)土壤肥力的提高具有促進(jìn)作用.武玉等[6]研究發(fā)現(xiàn):牛糞表面有大量的陰離子,從而使土壤陽離子交換量增加40%左右,因此,牛糞配施無機(jī)肥可顯著提高土壤堿性陽離子交換量,提高土壤養(yǎng)分,同時(shí)可通過改變土壤N素的持留和轉(zhuǎn)化,提高N素的有效性;與N素不同,牛糞本身就富含P素,可直接提高土壤有效P的含量,促進(jìn)植物生長.綜合經(jīng)濟(jì)效益和生態(tài)效益結(jié)果,在外源N輸入量相等的情況下,采用 10t有機(jī)肥部分替代二銨作為底肥的處理(N2+M10)較為經(jīng)濟(jì),同時(shí)還有利于削減田間面源污染物N?P的輸出和提高田間土壤有機(jī)質(zhì)、N和P的累積.

3 結(jié)論

3.1 在控制施肥TN含量相同的條件下,牛糞配施無機(jī)肥,控制面源污染物 NH4+-N、NO3--N、TN和TP輸出的重要時(shí)期分別是施肥后的前5d、30d、7d和20d;且田間水中TN、TP濃度隨時(shí)間變化規(guī)律符合單指數(shù)衰減方程.牛糞配施無機(jī)肥可降低稻田水 N/P,從而降低受納水體富營養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn).相對(duì)單施無機(jī)肥 N0處理,配施牛糞N1+M5、N2+M10和 M20處理土壤有機(jī)質(zhì)含量提高了5.4%、10.2%、7.8%;TN、TP含量分別提高了32.2%、26.7%、32.2%和40.0%、58.0%、42.0%;脲酶?磷酸酶活性分別提高了 100%、5.9%、70.6%和60.7%、19.7%、34.4%.

3.2 采用 10t的有機(jī)肥部分替代二銨作為底肥的處理(N2+M10)TN、TP面源污染的輸出負(fù)荷分別降低了 36.0%和 39.1%,同時(shí)具有較好的經(jīng)濟(jì)效益,是比較適合東北地區(qū)水田肥料管理的方式.

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