不同牛糞化肥配施比例下水稻田-溝-塘系統的水質及植物特征

王春雪，李 敏，陳建軍，舒正文，李 元①，祖艷群，王 昭（.云南農業大學資源與環境學院，云南 昆明 65020；2.云南省農業科學院熱區生態農業研究所，云南 元謀 65300）

我國是世界上化肥生產量和施用量最大的國家［1］，化肥施用比例過高，有機肥比重較少，導致土壤物理性狀變差、團粒結構被破壞、土塊板結、保水保肥能力降低，從而加大了養分的地表徑流，養分流失加?。?］。與此同時，養殖業產生的糞尿也已成為我國最大的農業污染源［3］，然而，養殖廢棄物同時也是物質和能量的載體，是特殊形態的潛在農業資源［4］。有機肥可以提高土壤有機質含量，改善土壤質量，因此，土壤施用有機肥是農業生產中維持及提高土壤肥力的重要舉措［5］。有機肥可以降低農民的化肥成本，同時還可以提供土壤碳源、維持物理性質、提供作物需要的大量及微量元素［6］。因此，畜禽糞便施用于農田是實現畜禽糞便資源化的有效途徑，能夠促進種養殖良性循環、維持生態平衡，在減少化肥施用量、降低農業環境壓力方面具有重要意義［7］。

水稻是我國主要的糧食作物，年均種植面積為2 900萬hm2［8］。我國稻田濕地占人工濕地面積的95%，可以作為環境污染的凈化器［9］。然而，在生產實踐中稻田管理多以追求經濟效益為主，忽視了其濕地的功能。與此同時，不合理的施肥和灌溉也導致稻田成為農業面源污染的主要來源之一［10］。溝塘系統既是農田排水中污染物的“匯”，又是下游水體污染物的“源”，也是實現農田流失污染物“源-匯”功能轉換的重要場所［11］。因此，將具有凈化能力的土地利用類型與農田在空間上進行科學鑲嵌組合，可以減少農業面源污染負荷［12］。為減少洱海流域農業面源污染負荷、保護洱海水質，使農田生態系統持續健康發展，該研究結合大理當地的奶牛養殖糞便，對N肥設置不同替代比例，將稻田-溝-塘作為一個整體來研究，測定不同植物配置對農田退水的凈化效果和植物的N、P產出特征，以期為洱海保護提供科學依據。

1 研究區與研究方法

1.1 研究區概況

研究區位于云南省大理白族自治州農業農村部環保所大理綜合實驗站（25°50′01″N，100°07′42″E，海拔1 974.49 m）。該區位于洱海流域，屬亞熱帶高原季風氣候區，年平均氣溫15.7℃，年降水量1 000～1 200 mm，降水主要集中在雨季（6—10月），約占年降水量的85%～90%，旱季為11月至次年5月，約占年降水量的10%～15%。研究在2017年7—9月進行，期間的日降水量如圖1所示。

圖1 2017年6—9月日降水量Fig.1 Daily rainfall from June to September in 2017

1.2 稻田-溝-塘濕地系統設計

水稻為小區種植，各小區長6 m，寬5 m，面積30 m2，田埂用土夯實，寬0.5 m，土埂加塑料膜防滲，地面高0.4 m，地下深入0.4 m，每種施肥處理設置3個重復小區，隨機分配。

小區的出水口直接連接直型生態溝，小區的徑流及農田退水進入3條平行的直型溝（直型溝-1、直型溝-2、直型溝-3）后又被引入曲型生態溝，曲型生態溝與氧化塘連接，氧化塘分3級，每級長8 m，寬8 m，池子間用1 m寬的田埂隔開。池壁和田埂面鋪設帶孔花磚進行半硬化。曲型生態溝與氧化塘、各級生態池間采用直徑為10 cm的PVC管連接。生態池地下深0.4 m，地上土埂高0.4 m。

1.3 植物配置

種植小區中為水稻，直型生態溝中分別種植茨菇（Sagittaria sagittifolia）+多年生黑麥草（Lolium pe?renne）、野菱（Trapa incisa）+白三葉（Trifolium re?pens）、茭白（Zizania latifolia）+高羊茅（Festuca ela?ta）。曲型生態溝中種植稗草（Echinochloa crusgalli）和茭草（Zizania latifolia）。3個氧化塘中分別種植狐尾藻（Myriophyllum verticillatum）、水葫蘆（Eich?hornia crassipes）和睡蓮（Nymphaea tetragona）。農田退水從種植小區順序流入直型生態溝、曲型生態溝和3個好氧生態池（圖2）。

圖2 農田水循環系統模式Fig.2 Model of farmland water circulation system

種植水稻品種為“云粳25”，高羊茅為“獵狗6號”，白三葉為“海法”，多年生黑麥草為“熱銷”，狐尾藻為當地野生的羽狀狐尾藻，其他植物都為當地品種，水稻種植密度為40 000 穴·（667 m）-2，每穴2～3株幼苗，高羊茅、白三葉、黑麥草使用種子種植，密度為5 g·m-2，狐尾藻及水葫蘆為5株·m-2。

1.4 施肥處理

水稻設置4個施肥處理：全施化學肥料（100%F）、70%化肥+30%鮮牛糞（70%F+30%M）、50%化肥+50%鮮牛糞（50%F+50%M）、30%化肥+70%鮮牛糞（30%F+70%M）。測定出的鮮牛糞養分含量為：w（全 N）為 2.248%±0.226%，w（全 P）為0.877%±0.046%，w（全K）為0.477%±0.105%，含水量w為78.20%±2.66%（其中營養物質含量是以烘干牛糞計）。供試化肥為尿素〔w（N）=46.4%〕、過磷酸鈣〔w（P2O5）=16%〕、硫酸鉀〔w（K2O）=50%〕。

根據巨曉棠等［13］提出的理論施氮量計算氮肥需要量，設定施氮量為160 kg·hm-2。牛糞替代化肥采用只替代施入總氮的方式，100%F尿素施肥基∶蘗∶穗肥比例為1∶1∶1，磷鉀肥作為底肥一次施入，其他有牛糞的施肥處理組把牛糞和磷鉀化肥作為底肥在水稻插秧時一次性施入，尿素作為追肥分2次施入。實際施入每個小區的肥量如表1所示。

表1 水稻季各小區實際施入的肥量Table 1 The actual amount of fertilizer applied in each plot during rice season kg·（30 m2）-1

1.5 溝塘及田面水取樣及分析方法

在溝塘植物定植后對溝塘水進行取樣，每20 d取一次樣，取樣點固定。每次采樣使用腳踏式真空泵抽取采樣點中層的水樣，在溝塘取水的同時對各個水稻小區進行田面水取樣，在每個小區靠近中心位置的3個點取樣、混合，帶回實驗室于4℃冰箱中冷藏，并在48 h內測完。取樣共進行4次，分別為2017年7月28日、2017年8月17日、2017年9月6日、2017年9月26日。

水樣測定指標有pH值、TN、TP、硝態氮、氨氮濃度和COD、其中TN濃度采用堿性過硫酸鉀氧化分光光度法測定；TP濃度采用過硫酸鉀氧化分光光度法測定；pH值采用pH計測定；COD采用微波消解重鉻酸鉀氧化法測定；硝態氮采用酚二磺酸分光光度法測定；氨氮濃度采用納氏試劑比色法測定。

1.6 植物樣品采樣及分析方法

在2017年10月1日水稻收割時對整個系統的植物進行樣方取樣。每個小區及溝塘的植物用1 m×1 m的樣方框隨機取樣（睡蓮用于觀賞且生物量小因此未取樣），把整個樣方的地上部收割，放入網袋中，帶回實驗室稱重。再把每個樣方的植物充分混合，取部分樣品烘干、磨細、過篩，測定生物量及N、P含量。植物磨碎樣品用H2SO4-H2O2消煮，全磷含量用鉬銻抗吸光光度法測定，全氮含量用凱氏定氮法測定。

1.7 種植前土壤背景值

水稻種植前于2017年3月用土鉆采集各層土壤，風干過篩，進行相關指標的測定。其土壤背景值的測定結果如表2所示，各指標隨著土壤深度的增加而呈逐漸降低的趨勢。

表2 種植前農田土壤背景值Table 2 Soil background value of farmland before planting

1.8 數據分析

實驗數據采用Excel 2013和IBM SPSS Statistics 22軟件統計分析，OriginPro 9.1軟件制圖。

田面水中污染物的時間間隔加權濃度計算公式為

式（1）中，Ct為時間間隔加權污染物濃度，mg·L-1；C為每次取樣的污染物質量濃度，mg·L-1；T為兩次取樣的間隔時間，d；Tt為 總生長時間，d，總生長時間為80 d。

式（2）中，P為污染物凈化率，%；Cin為進口水體污染物質量濃度，mg·L-1；Cout為出口水體污染物質量濃度，mg·L-1。其中Cin為3條直溝進入曲型溝處的平均濃度（假設入水量一致），Cout為三級生態池的出水口處濃度。

2 結果與分析

2.1 農田系統田面水水質的動態變化

圖3為稻田田面水水質隨時間的變化特征。4個施肥處理間pH值無顯著差異，但是隨著時間的推移，田面水pH值呈先降低后逐漸升高的趨勢。COD隨著時間推移呈先增高后降低特征，且每次不同施肥處理間COD有顯著差異，30%F+70%M處理COD較高。TP濃度在水稻生長后期有一個升高的過程，而30%F+70%M處理的ρ（TP）3次取樣均最高。第1次取樣中50%F+50%M處理的ρ（TN）最高，為0.94 mg·L-1；而30%F+70%M最低，為0.55 mg·L-1，后面3次取樣中各施肥處理間無顯著差異，但隨時間升高較快。NO3-?N濃度在研究期間濃度逐漸升高，而NH4+?N濃度則先增加后降低趨勢。

圖3 不同牛糞化肥配施下水稻田面水水質變化Fig.3 Change of water quality of field surface in different paddy field under different manure and fertilizer application

田面水各污染物的時間間隔加權平均值（表3）反應了污染物的濃度綜合水平。COD在各施肥處理間有顯著差異，其中70%F+30%M和30%F+70%M處理顯著高于100%F和50%F+50%M處理，而TP濃度則70%F+30%M處理顯著低于50%F+50%M和30%F+70%M處理（P＜0.05）。TN、NO3-?N、NH4+?N 的加權濃度在4個施肥處理間無顯著差異。

表3 水稻田面水4次取樣的污染物時間間隔加權濃度Table 3 Time interval weighted concentration of pollutants in surface water of paddy field mg·L-1

2.2 溝塘系統水質動態變化

由圖4可知，3個直型溝水的pH值數值相當，而整個溝塘系統的水樣隨著水流方向pH值呈升高趨勢。COD在第1、2次取樣時在水從溝進入塘后急劇下降，而第3、4次取樣變化不顯著，但最后一個塘中的COD仍有大幅降低。TP濃度在3條平行的直型生態溝匯聚入曲型溝后就大幅降低，在進入第1個生態塘后又進一步降低，但是后2個生態塘對TP的凈化效果不顯著。直溝3對TN的凈化效果較差，而直溝2的效果最佳，在直溝的水匯入曲型溝后，TN濃度又進一步降低，而第2、3塘中的TN濃度有小幅升高，這可能是由于植物生長后期會有一定程度的N釋放現象。在4次采樣中，直溝匯總的NO3-?N 濃度在曲型溝及塘中均進一步降低。NH4+?N濃度在直溝匯到曲型溝和一號氧化塘后有較大的降幅，而2號和3號氧化塘對NH4+?N的凈化效果不明顯。

圖4 生態溝塘系統水質變化Fig.4 Water quality changes in trench‐pond wetland system

2.3 水稻-溝塘系統的水質凈化效果

表4為生態溝塘系統水質各個指標的凈化情況。系統對COD的凈化率為28.91%～51.77%，對照GB 3838—2002，COD在前2次取樣中已達到地表Ⅱ類水標準（≤15 mg·L-1），而后2次取樣則達到了地表Ⅲ類水標準（≤20 mg·L-1）。生態溝塘系統TP的凈化效果最顯著，凈化率高達79.59%～91.57%，其4次取樣均達到了地表水Ⅱ類標準（≤0.1 mg·L-1）。TN的凈化率為4.19%～46.28%，其凈化后的水質基本上都達到地表水Ⅲ類標準（≤1.0 mg·L-1）。NO3-?N的凈化率為6.82%～31.26%；而NH4+?N的凈化率為7.77%～41.42%，達到地表水Ⅱ類標準（≤0.5 mg·L-1）。因此，從生態溝塘系統對稻田退水及徑流的凈化效果及凈化率來看，排放的水質總體達到了地表Ⅲ類水的標準。

2.4 溝塘水處理系統植物特征

植物吸收帶走的N、P是生態溝塘系統N、P主要的吸收移除途徑。該研究中溝塘植物的生物量及N、P含量見表5。其中生物量最高的為野菱+白三葉，高達13.55 t·hm-2，而茨菇+多年生黑麥草的生物量也高達8.66 t·hm-2。植物樣中w（N）最高的是羽狀狐尾藻，為16.26 g·kg-1，水葫蘆的w（N）僅次于狐尾藻，為13.98 g·kg-1。植物的w（P）是茭白+高羊茅和野菱+白三葉最高，均為2.91 g·kg-1。然而，單獨的生物量和N、P含量不能說明N、P的移除量，只有將兩者相結合才能決定植物最終的移除效果。N產出最高的植物為羽狀狐尾藻和水葫蘆，分別為100.26和98.06 kg·hm-2，P產出最高的是野菱+白三葉，為39.43 kg·hm-2，其次為茨菇+多年生黑麥草，為 20.03 kg·hm-2。

表4 生態溝塘系統各水質指標Table 4 The water quality purification rate of ecological ditch and pond system mg·L-1

表5 溝塘水處理系統植物收割帶走的氮磷Table 5 The amount of nitrogen and phosphorus taken away by the plant harvesting in the ditch and pond water treatment system

2.5 不同施肥處理水稻的產量及氮磷含量特征

水稻產量及氮、磷含量是其品質及肥料利用的重要參數。4個施肥處理的水稻籽粒、莖葉產量及氮、磷含量見表6。水稻籽粒產量、氮、磷含量和莖葉產量在4個施肥處理間沒有顯著差異，而50%F+50%M和70%F+30%M處理莖葉氮含量顯著高于100%F和30%F+70%M處理，100%F和70%F+30%M處理莖葉磷含量顯著高于50%F+50%M和30%F+70%M處理（P＜0.05）。因此，綜合考慮產量及氮、磷含量，則70%F+30%M的施肥處理效果最優。

表6 水稻產量及氮磷含量特征Table 6 The yield and contents of nitrogen and phosphorus of rice

3 討論

3.1 牛糞化肥配施的最優比例

該研究中田面水TN、NO3-?N、NH4+?N濃度在4種稻田施肥處理間差異不顯著。姜利紅等［14］研究發現用堆肥替代20%氮肥處理比單施化肥更能降低水稻田徑流水中N流失負荷，這與該研究田面水TN濃度的變化規律不盡相同。周江明［15］研究表明，有機肥氮施用比例為20%時水稻氮素累積量最高，有利于氮素的吸收利用，有機肥施用比例過高則土壤有效N前期不足，導致水稻營養不良。相對于化肥而言，在相同的P投入條件下，施用糞肥對土壤活性P的積累貢獻更大［16］。有研究表明，相比于化肥，糞肥P具有同等甚至更高的作物有效性［17］。長期施用糞肥能夠加速土壤中P的積累量，造成額外的P盈余［18］。農田中過量施用糞肥，提供了多于植物需求的P，就會導致土壤總P的增加，通過地表徑流或淋溶增加地表水和地下水污染的風險［19］。李喜喜等［4］研究表明，相比于常規施肥，豬糞化肥配施和單獨施用豬糞均提高了田面水P濃度，增加了P流失的風險。劉勤等［20］的研究也顯示，畜禽糞便中的P較易轉化為水溶態。而筆者研究發現，相較于100%F處理來說，50%F+50%M和30%F+70%M處理確實增加了田面水TP濃度，但是70%F+30%M處理的水稻田面水TP濃度卻降低了，這可能是由于70%F+30%M處理可最大限度提供水稻生長所需養分，因此田面水濃度較低。COD是衡量水體有機物質多少的指標。該研究中100%F和50%F+50%M處理的田面水COD較70%F+30%M和30%F+70%M處理低，但是4個施肥處理的田面水COD均接近地表水Ⅰ類和Ⅱ類標準，對環境的威脅不大。同時，綜合考慮水稻籽粒及莖葉的產量和氮磷含量，則70%F+30%M處理最優。

3.2 生態溝塘系統對污染物的凈化效果

溝塘濕地是一個土壤-植物-微生物的復合系統，通過底泥的吸附和截留、微生物降解、植物吸收、根區反應等綜合作用，以達到對農田排水中氮磷的凈化作用［21］。水體中N一方面通過植物的吸收同化作用，一方面通過微生物的硝化和反硝化作用去除［22］；P主要通過沉淀、基質吸附、植物吸收同化、聚磷菌的聚合作用去除［23］；而COD主要通過沉降、基質吸附、微生物作用去除［24］。RAY等［25］的研究發現，農田排水溝渠對徑流污染物的去除率可達到35%～90%。該研究中溝塘系統對農田退水TN的凈化率為4.19%～46.28%，對 TP的 凈 化 率 為 79.59%～91.57%，對COD的凈化率為28.91%～51.77%，同一溝塘處理系統在不同的時間對TN、TP、COD的凈化率不盡相同，但是對TP和COD的凈化效果尤為突出。徐芳等［26］的研究中，試驗前期COD下降迅速，隨后下降緩慢，表明COD在經歷了前期較好的凈化后，水中剩余一部分有機質很難去除。VYMAZL等［27］的研究中也提到污水中有一部分不易降解的有機物質。MONTEMURRO等［28］研究表明，植物對水體中某種營養物質的吸收利用率與它的供應濃度有關。在一定的濃度范圍內，植物吸收離子的速度隨介質中濃度的升高而增加，濃度降低則吸收速率降低［29］。該研究中也表現出污染物在生態溝及一級好氧池中的凈化效果顯著，但是在二級、三級好氧池中則無更優的去除效果，這也說明污染物濃度降低到一定程度后凈化速度變緩。這是因為在一定的濃度范圍內N、P等營養物質濃度增加，一方面促進植物的吸收作用，另一方面促進了微生物降解作用，因而提高了水體營養物質的凈化率［30］。周玥等［30］對4種濕地植物對污水的去除效果研究中也發現，水體中TN濃度、TP濃度和COD呈現試驗前期快速下降，后期緩慢下降的趨勢，且濕地植物對高濃度污水中TN、TP和COD的凈化效果優于低濃度污水。大量研究表明，施用畜禽糞便易帶來的問題就是土壤P的積累和有機質的增加，反應到田面水則為水體TP濃度和COD的增加，而人工溝塘系統正好在降低這2個污染物上有較好的效用。徐芳等［26］對幾種禾草對水體的凈化效果研究表明，處理20 d供試植物對TP和COD的去除率分別達到79%和59%以上。

3.3 溝塘植物的氮磷特征

植物可直接吸收水體及沉積物中的N、P，并將其轉化成自身所需物質，最后通過植物收割體移除［31］。金樹權等［32］比較了10種水生植物對水體的凈化，發現植物凈增長生物量是決定植物的水質凈化效果的重要因素。ZHU等［33］研究了水體凈化過程中植物的生物量累積，結果表明植物的水上部分比重越大，越利于通過收獲而達到水體凈化的目的。該研究中野菱+白三葉的地上生物量最高，雖然N、P含量不是最高，但是通過植物收割去除的N高達68.33 kg·hm-2，P高達39.43 kg·hm-2，能夠高效去除水體中的N、P。徐德福等［34］對濕地植物的研究發現，不同濕地植物地上部分w（N）的變化范圍為22.13～33.03 mg·g-1，其中w（N）最高的是鳳眼蓮；濕地植物地上部分w（P）的變化范圍是2.53～5.38 mg·g-1。而該研究溝塘植物中w（N）的變化范圍較大，為1.87～10.65 g·kg-1，而w（P）為2.15～5.20 g·kg-1，這可能是由于植物種類不同所致。韓例娜等［35］研究發現，農田溝渠中幾種水生植物地上部的w（N）為8.08～16.39 g·kg-1，w（P）為1.34～3.82 g·kg-1，其中狐尾藻的w（N）和w（P）分別為9.83和2.26 g·kg-1，表明狐尾藻是具有較大潛力的N、P富集植物。該研究在對幾種單種植物樣的測定中發現，w（N）和w（P）最高值均為羽狀狐尾藻，分別為16.26和2.36 g·kg-1，而最低的均為稗草，分別為1.68和1.04 g·kg-1。魯靜等［36］也對洱海流域的濕地植物進行過N、P含量測定，表明植物中w（TN）變化范圍為6.4～34.3 mg·g-1，w（TP）變化范圍為1.4～6.5 mg·g-1，不同種植物間N、P的含量變異很大。因此，提高生物量產出是移除N、P的有效途徑。

4 結論

（1）70%F+30%M處理的田面水TP濃度顯著低于其他施肥處理組，綜合考慮水稻產量及N、P含量，70%F+30%M處理可以作為水稻施肥的首選配比。

（2）生態溝塘系統對TP和COD的凈化效果最強，凈化率分別為79.59%～91.57%和28.91%～51.77%，因此生態溝塘可以有效降低稻田中施用牛糞帶來的負面生態效應。

（3）野菱+白三葉可以優先選用為生態溝系統的配置植物，其在P的移除上效果顯著；狐尾藻和水葫蘆在好氧池中對N的移除效果顯著，可以用來吸收農田系統多余的N。