化肥與有機(jī)肥配施對(duì)再生稻稻田土壤容重、pH 和碳氮代謝的影響*

姜碩琛,張海維,楊 迪,胡豐琴,鄒宇傲,杜 斌,吳啟俠,朱建強(qiáng)

(長(zhǎng)江大學(xué)農(nóng)學(xué)院 荊州 434020)

生產(chǎn)成本增加、勞動(dòng)力短缺、口糧需求增加和環(huán)境污染加劇是我國(guó)水稻(Oryza sativaL.)生產(chǎn)面臨的重要問(wèn)題[1]。再生稻是減少生產(chǎn)投入、提高復(fù)種指數(shù)和產(chǎn)量的稻作模式,主要在我國(guó)種植一季水稻溫光有余而種植雙季水稻溫光不足的地區(qū)種植[2]。與單季稻或雙季稻相比,再生稻具有更高的經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)境收益,因此受到廣泛關(guān)注和研究[3]。目前,再生稻的研究主要集中在品種改良和栽培耕作等對(duì)再生稻產(chǎn)量和品質(zhì)的影響[4-5],關(guān)于再生稻土壤的報(bào)道較少。土壤是植物生長(zhǎng)的物質(zhì)基礎(chǔ)和水分養(yǎng)分吸收的介質(zhì),健康的土壤是提高水稻產(chǎn)量和農(nóng)業(yè)可持續(xù)的基石[6],因此有必要對(duì)再生稻土壤展開(kāi)系統(tǒng)的調(diào)查研究。

氮是植物生長(zhǎng)所必需的營(yíng)養(yǎng)元素[7]。尿素是最常用的氮肥類(lèi)型,具有氮含量高,釋放速率快,不殘留有害物質(zhì)等優(yōu)點(diǎn)[8]。然而,長(zhǎng)期施用常規(guī)尿素會(huì)導(dǎo)致土壤板結(jié)、酸化、養(yǎng)分失衡和稻米產(chǎn)量降低[9]。緩釋尿素是通過(guò)在尿素顆粒表面涂抹樹(shù)脂或硫磺等聚合物,延緩尿素中氮的釋放,使其與水稻吸收效率相匹配,促進(jìn)水稻對(duì)氮的吸收,提高水稻產(chǎn)量,減少無(wú)機(jī)氮對(duì)土壤的負(fù)面影響[10]。畜牧糞便有機(jī)肥和生物炭有機(jī)肥作為基肥施用,不僅可以替代部分氮素,而且可提高土壤中碳、磷、鉀等元素含量,改善土壤質(zhì)量[11-12]。關(guān)于緩釋尿素、生物炭和畜牧糞便對(duì)稻田土壤的影響已有大量報(bào)道,但主要在單/雙季稻模式中。

再生稻由于特殊的管理模式,土壤與單/雙季稻不同,如:1)再生稻模式在再生季無(wú)法耕作,導(dǎo)致土壤受到更長(zhǎng)時(shí)間的自然壓實(shí)和頭季稻機(jī)械收獲時(shí)的機(jī)械壓實(shí),土壤容重比傳統(tǒng)耕作下單/雙季稻更大;2)頭季稻?再生稻全生育期更長(zhǎng),土壤長(zhǎng)期淹水使土壤化學(xué)環(huán)境與單/雙季稻存在差異;3)頭季稻秸稈只能覆蓋還田,這與單/雙季稻秸稈伴隨耕作還田存在差異;4)再生稻模式水肥用量也與單/雙季稻不同。以上不同稻作模式間的差異勢(shì)必導(dǎo)致氮肥類(lèi)型對(duì)土壤影響的結(jié)果存在差異。因此,不同氮肥類(lèi)型對(duì)單/雙季稻的結(jié)果在再生稻模式上并不能一概而論。有必要系統(tǒng)地比較不同類(lèi)型氮肥對(duì)再生稻土壤物理、化學(xué)和微生物性狀以及土壤酶活性的影響。本研究在湖北江漢平原展開(kāi)大田試驗(yàn),以未施氮肥為空白對(duì)照,研究了4 種類(lèi)型氮肥對(duì)再生稻系統(tǒng)土壤容重、pH、有機(jī)碳和總氮含量、無(wú)機(jī)氮形態(tài)、微生物碳和微生物氮含量、β-葡萄糖苷酶和脲酶活性的影響,為再生稻綠色生態(tài)可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地點(diǎn)與材料

試驗(yàn)地點(diǎn)位于湖北省荊州市長(zhǎng)江大學(xué)試驗(yàn)基地(112°8′19′′E,30°21′19′′N(xiāo))。該地區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)氣候,年日照時(shí)數(shù)1500～1900 h,年平均氣溫16.5 ℃,無(wú)霜期242～263 d,年降雨量1100～1300 mm,年平均降雨量為1094.5 mm。土壤類(lèi)型屬于灰潮土,試驗(yàn)前0～20 cm 土壤的沙土∶壤土∶黏土=27.5∶58.4∶14.1,pH 5.83,0～20 cm 土壤有機(jī)質(zhì)21.15 g?kg?1、總 氮1.86 g?kg?1、總磷0.55 g?kg?1、總鉀3.58 g?kg?1、堿解氮79.42 mg?kg?1、有效磷48.24 mg?kg?1、速效鉀112.23 mg?kg?1,20～40 cm 土壤有機(jī)質(zhì)14.82 g?kg?1、總氮1.35 g?kg?1。試驗(yàn)開(kāi)始前的種植模式為水稻-小麥(Triticum aestivumL.)輪作。

水稻品種為‘Y 兩優(yōu)911’ (具有較強(qiáng)的再生能力,頭季稻+再生季稻全生育期為205～220 d)。緩釋尿素、生物炭和畜牧糞便有機(jī)肥均由中化現(xiàn)代農(nóng)業(yè)有限公司提供。緩釋氮肥為樹(shù)脂包膜緩釋尿素,含氮量42%,釋放期90 d。生物炭是由水稻秸稈在抽屜式厭氧炭化爐中500 ℃下厭氧熱解1 h 制成,其中總碳(C) 452.2 g?kg?1,總 氮(N) 7.5 g?kg?1,總 磷(P2O5) 3.5 g?kg?1,總 鉀(K2O) 15.2 g?kg?1,pH 9.72,密 度 0.23 g?cm?3。畜牧糞便采用條垛式堆肥,先將85%牛糞與15%秸稈(鮮重)混勻,然后堆置成高1～1.2 m、寬2.5 m、長(zhǎng)20 m 的條垛狀。每2 d 翻堆一次,使物料持續(xù)混勻并保持堆體呈好氧狀態(tài),該過(guò)程大約為20 d;后停止翻堆,堆體進(jìn)入后熟階段(20～30 d),即獲得試驗(yàn)中所用的條垛堆肥,含總碳(C) 342.5 g?kg?1、總氮(N) 15.3 g?kg?1、總磷(P2O5) 11.7 g?kg?1、總鉀(K2O)12.5 g?kg?1,pH 為7.58,條堆肥的容重為0.71 g?cm?3。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2020 年和2021 年水稻生長(zhǎng)季進(jìn)行,采取單因素試驗(yàn)設(shè)計(jì)。各試驗(yàn)處理的磷(P2O5)、鉀(K2O)養(yǎng)分用量均分別為75 kg?hm?2和150 kg?hm?2,除不施氮處理(N0)外的各處理氮(N)施用總量為200 kg?hm?2,其中基肥N 施用量為75 kg?hm?2,按化肥與有機(jī)肥施用情況分為5 種基肥處理:不施氮肥處理(N0)、基肥N 全部來(lái)自常規(guī)尿素處理(CK);兩種物料配施時(shí),基肥N 由2 種物料各提供一半,分別是緩釋尿素與常規(guī)尿素(46% N)配施處理(T1),生物炭與常規(guī)尿素配施處理(T2),畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理(T3)。上述試驗(yàn)材料中,生物炭中N、P2O5、K2O 含量分別為0.75%、0.35%和1.52%,常規(guī)尿素與緩釋尿素含N 均為46%,畜牧糞便N、P2O5、K2O含量分別為1.53%、1.18%和1.26%。試驗(yàn)中,磷肥全部做基肥施用,鉀肥按照基肥∶穗肥=1∶1 施用;追肥N 來(lái)自尿素,在頭季稻分蘗期、抽穗期和灌漿初期分別施N 45 kg?hm?2、30 kg?hm?2和50 kg?hm?2。T2 和T3 處理中,生物炭和畜牧糞便含有一定N、P2O5和K2O,其用量按需要配施的基肥N 用量確定,相應(yīng)地P2O5和K2O 不足部分用過(guò)磷酸鈣(含12%P2O5)和氯化鉀(含60% K2O)補(bǔ)充。由于生物炭在土壤中存在時(shí)間較長(zhǎng),僅在2020 年施用了生物炭,2021 年在2020 年T2 處理區(qū)不再施入生物炭,施肥同CK。具體施肥方式見(jiàn)表1。試驗(yàn)小區(qū)為矩形(4 m×12 m),小區(qū)之間用覆有薄膜的田埂隔開(kāi),以防止串肥。每處理設(shè)3 次重復(fù)。

表1 2020 年肥料施用方式Table 1 Application method of fertilizer in 2020 kg?hm?2

水稻于4 月1 日旱育秧,5 月5 日人工移栽至大田,8 月15 日收獲頭季稻,10 月15 日收獲再生稻。株行距為16 cm×30 cm,每穴種植2 株。稻田冬季空閑。水管理參照當(dāng)?shù)毓喔饶Ｊ?即一次中期排水(頭季稻分蘗末期)和水稻收獲前7 d 排水。及時(shí)防控病蟲(chóng)草害,避免產(chǎn)量損失。

1.3 樣本收集與檢測(cè)方法

在頭季稻分蘗期、抽穗期和再生季稻抽穗期,每個(gè)小區(qū)使用100 m3的標(biāo)準(zhǔn)切割環(huán)收集3 個(gè)0～20 cm和3 個(gè)20～40 cm 土層的土壤樣品,土壤樣品在105 ℃下烘干至恒重以確定容重(BD),3 個(gè)樣品的平均值作為該小區(qū)容重[13]。

分別在2020 年和2021 年的頭季稻和再生季稻收獲后,以及2021 年水稻移栽前,按照5 點(diǎn)取樣法在每個(gè)小區(qū)收集5 個(gè)0～20 cm 和5 個(gè)20～40 cm 土層的土壤樣品,同一土層5 個(gè)土壤樣品混合成一個(gè)土壤樣品用于測(cè)定土壤有機(jī)碳(SOC)和總氮(TN)。按照5 點(diǎn)取樣法在每個(gè)小區(qū)取表層(0～20 cm)土壤樣品,其中,在頭季稻分蘗期和抽穗期和再生季水稻抽穗期取土樣用于測(cè)定氨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量,在頭季稻分蘗期、拔節(jié)期、抽穗期、灌漿期和再生季水稻的拔節(jié)期、抽穗期和灌漿期取土樣用于測(cè)定土壤酸堿度(pH)。參考《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》進(jìn)行土壤化學(xué)性質(zhì)分析[14]。pH 使用LD-QX6580土壤氧化還原電位儀現(xiàn)場(chǎng)原位測(cè)定。土壤有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀氧化-濃硫酸外加熱法測(cè)定,通過(guò)轉(zhuǎn)換系數(shù)1.724 計(jì)算有機(jī)質(zhì)。土壤總氮含量采用凱氏法消解、AA3 型流動(dòng) 分析儀測(cè)定。2 mol?L?1KCl 浸提土 壤,用Alliance-Futura Ⅱ連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定銨態(tài)氮和硝態(tài)氮。

在頭季稻分蘗期、抽穗期、灌漿期和再生季水稻抽穗期、灌漿期,按照5 點(diǎn)取樣法在每個(gè)小區(qū)收集5 個(gè)0～20 cm 土層的土壤樣品用于測(cè)定土壤微生物生物量碳(MBC)、微生物生物量氮(MBN)含量,β-葡萄糖苷酶(BG)和脲酶(UR)活性。土壤微生物生物量測(cè)定采用氯仿熏蒸提取法,微生物生物量碳、氮的換算系數(shù)分別取0.38 和0.45[15]。土壤BG 活性采用對(duì)硝基酚比色法測(cè)定,以4-對(duì)硝基-β-D-吡喃葡萄糖苷為底物,土壤于37 ℃條件下培養(yǎng)1 h,在410 nm處比色測(cè)定[16]。UR 活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法,以尿素為底物,37 ℃培養(yǎng)箱培養(yǎng)2 h,在625 nm處比色測(cè)定[16]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

使用SPSS 21.0 分析數(shù)據(jù),采用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)比較2020 年和2021 年間數(shù)據(jù)差異,采用方差分析比較不同氮素處理間數(shù)據(jù)差異,通過(guò)新復(fù)極差法(Duncan 法)進(jìn)行多重比較,采用雙因素方差分析比較年份和氮素處理的交互作用對(duì)數(shù)據(jù)的影響,兩個(gè)顯著性水平分別設(shè)定為P<0.05和P<0.01。用Origin Pro 2018 軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤容重的影響

由表2 可知,與N0 相比,CK 和T1 顯著降低了頭季稻和再生稻抽穗期0～20 cm 土層容重,CK 處理下分別降低3.91%和6.15%,T1 處理下分別降低4.38%和6.71%;T2 和T3 顯著降低了3 個(gè)時(shí)期兩個(gè)土層的土壤容重,在T2 處理下降低9.82%～17.87%,T3 處理下降低9.48%～14.21%。CK 和T1 處理始終顯著高于T2 和T3 處理。在頭季稻分蘗期,T2 處理下土壤容重顯著低于T3 處理;頭季稻抽穗期,T2 處理2021 年0～20 cm 土層、2020 年和2021 年20～40 cm土層容重顯著低于T3 處理;再生稻抽穗期,T2 處理2020 年0～20 cm 土層容重顯著低于T3 處理。

表2 2020 年和2021 年不同施肥處理下再生稻模式不同生育期土壤不同土層的容重變化Table 2 Variation of soil bulk densities of different layers at different growth stages of ratoon rice system under different fertilization treatments in 2020 and 2021 g?cm?3

2.2 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤pH 的影響

由圖1 可知,隨著水稻的生長(zhǎng),各處理土壤pH先增加后降低。平均而言,從水稻移栽至分蘗期和分蘗期至拔節(jié)期,pH 分別增加0.29 和0.15,從拔節(jié)期至再生稻收獲,持續(xù)下降0.39。在2020 年,除頭季稻分蘗期T2 與T3 間pH 無(wú)顯著差異外,T2 處理下pH 始終顯著高于其他處理。除頭季抽穗期T3 處理高于N0 外,T3 與N0 間pH 無(wú)顯著 差異,且T3 處理下pH 始終顯著高于T1 和CK (2020 年再生稻拔節(jié)期除外)。N0 處理下pH 始終高于T1 和CK,并在頭季稻拔節(jié)期和灌漿期以及再生稻灌漿期差異顯著。T1 和CK 間pH 差異始終不顯著。具體來(lái)說(shuō),T2 處理下pH 始終最高(6.50),T3 次之(6.12),N0 再次之(6.02),T1 (5.90)和CK (5.89)最低。除T2 外,2021 年其他處理間規(guī)律與2020 年一致。在2021 年T2 處理下pH 介于T3 和N0 之間。

圖1 2020 年和2021 年不同施肥處理下再生稻模式不同生育期土壤pHFig.1 Soil pH at different growth stages of ratoon rice system under different fertilization treatments in 2020 and 2021

2.3 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤有機(jī)碳和土壤總氮含量的影響

由圖2 可知,T2 和T3 處理下土壤有機(jī)碳含量(SOC)顯著高于其他處理,T2 和T3 間SOC 在2021年頭季稻和再生稻收獲期無(wú)顯著差異,在2020 年頭季稻收獲至2021 年水稻移栽前,T2 處理下SOC 高于T3。2020 年再生稻收獲期,N0 處理下20～40 cm土層SOC 顯著低于CK 和T1;2021 年頭季稻收獲期,N0 處理下SOC 顯著低于T1,其余時(shí)期N0、T1 和T2 間SOC 無(wú)顯著差異。整體而言,0～20 cm 和20～40 cm)>T土層SOC 的大小 順序均 為T(mén)2 (27.04 mg?kg?1和18.70 mg?kg?1)>T3 (25.34 mg?kg?1和17.09 mg?kg?1)>T1(22.31 mg?kg?1和15.47 mg?kg?1)>CK (21.94 mg?kg?1和15.07 mg?kg?1)>N0 (20.94 mg?kg?1和14.30 mg?kg?1)。

圖2 2020 年和2021 年不同施肥處理下再生稻模式不同生育期不同土層有機(jī)碳和總氮含量Fig.2 Soil organic carbon and total ntirogne contents in different soil layers at different growth stages of ratoon rice system under different fertilization treatments in 2020 and 2021

0～20 cm 土層,在2020 年頭季稻收獲至2021 年水稻移栽前,T2 處理總氮含量(TN)顯著高于其他處理;2021 年頭季稻和再生稻收獲期,T2 處理下TN 顯著高于除T3 以外的其他處理;2020 年再生稻收獲期,T3、CK 和T1 間TN 無(wú)顯著差異;2021 年頭季稻移栽前T3 與T1 間、2020 年再生稻收獲期T3 與CK 和T1 間均無(wú)顯著差異,其他時(shí)期T3 處理下TN顯著高于CK 和T1 處理;各時(shí)期CK 和T1 處理間TN 始終無(wú)顯著差異,N0 處理下TN 始終顯著最低。20～40 cm 土層,各處理間的大小順序總體與0～20 cm土層一致。整體而言,0～20 cm 土層和20～40 cm 土層TN 的大小順序?yàn)門(mén)2 (2.11 mg?kg?1和1.50 mg?kg?1)>T3 (2.01 mg?kg?1和1.44 mg?kg?1)>T1 (1.90 mg?kg?1和1.38 mg?kg?1)>CK (1.83 mg?kg?1和1.33 mg?kg?1)>N0(1.64 mg?kg?1和1.25 mg?kg?1)。

2.4 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤無(wú)機(jī)氮的影響

由圖3 可知,在2020 年頭季稻分蘗期,CK 處理下銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量顯著高于其他處理;2020 年T1 和T3 處理銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量顯著高于T2 處理。2021 年頭季稻分蘗期T2 處理下銨態(tài)氮含量顯著高于T1 和T3 處理,硝態(tài)氮含量順序?yàn)門(mén)2>T1>T3,且各處理間差異顯著;N0 處理下各生育期銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量顯著低于其他處理。在頭季稻抽穗期,銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量順序均為T(mén)1>T3>CK≈T2>N0;再生稻抽穗期,銨態(tài)氮含量順序?yàn)門(mén)3>T1>CK≈T2>N0,硝態(tài)氮含量順序?yàn)門(mén)3≈T1>T2≈CK>N0。

圖3 2020 年和2021 年不同施肥處理下再生稻模式不同生育期土壤無(wú)機(jī)氮含量Fig.3 Soil inorganic nitrogen contents at different growth stages of ratoon rice system under different fertilization treatments in 2020 and 2021

2.5 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤微生物生物量碳和生物量氮的影響

由圖4 可知,土壤微生物生物量碳(MBC)和生物量氮(MBN)均隨著水稻生育進(jìn)程變化而變化。頭季稻分蘗期至灌漿期,MBC 和MBN 分別平均下降0.66 mg?g?1和0.62 mg?g?1;頭季稻灌漿期至再生稻抽穗期,MBC 和MBN分別平均增加0.27 mg?g?1和0.05 mg?g?1;再生稻抽穗期至再生稻灌漿期,MBC 和MBN 分別平均下降0.13 mg?g?1和0.29 mg?g?1。

圖4 2020 年和2021 年不同施肥處理下再生稻模式不同生育期土壤微生物生物量含量Fig.4 Soil microbial biomass at different growth stages of ratoon rice system under different fertilization treatments in 2020 and 2021

2020 年,T2 和T3 的MBC 始終顯著高于其他處理,N0 的MBC 始終顯著低于其他處理(頭季稻抽穗期除外)。2020 年頭季稻分蘗期,T2 的MBC 顯著高于T3,頭季稻抽穗期和灌漿期反之,后兩個(gè)生育期差異不顯著。T1 的MBC 在頭季稻灌漿期顯著高于CK。

2020 年,T2 和T3 的MBN 顯著高于其他處理,除頭季稻灌漿期外,T3 的MBN 顯著高于T2。2021 年,頭季稻分蘗期,T2 的MBN 顯著高于其他處理;頭季稻抽穗期至再生稻灌漿期,T3 的MBN 顯著高于其他處理。N0 的MBN 始終顯著低于其他處理。

2.6 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤β-葡萄糖苷酶和脲酶活性的影響

由圖5 可知,土壤β-葡萄糖苷酶(BG)活性隨水稻生育進(jìn)程變化與微生物生物量基本一致。頭季稻分蘗期至灌漿期,BG 活性平均下降8.36 g(pNP)?g?1(soil)?h?1,頭季稻灌漿期至再生稻抽穗期BG 活性平均增加3.83 g(pNP)?g?1(soil)?h?1,再生稻抽穗期至灌漿期,BG活性平均下降2.42 g(pNP)?g?1(soil)?h?1。T3 的BG 活性始終最高,N0 的BG 活性始終最低。2020 年,頭季稻分蘗期至再生稻抽穗期,T1 和CK 間BG 活性無(wú)顯著差異;再生稻灌漿期,T1 的BG 活性顯著高于CK。2020 年,再生稻抽穗期和灌漿期T2 的BG 活性顯著低于CK。2021 年,頭季稻分蘗期和再生稻灌漿期,CK、T1 和T2 的BG 活性無(wú)顯著差異;頭季稻抽穗期,T1 的BG 活性顯著高于T2;頭季稻灌漿期和再生稻抽穗期,T1 的BG 活性顯著高于CK 和T2。

N0 處理下土壤脲酶(UR)活性的變化規(guī)律與BG活性基本一致。而4 個(gè)施氮處理下,頭季稻分蘗期至灌漿期UR 活性平均增加3.84 μg(NH4+)?g?1(soil)?h?1,

但是頭季稻灌漿期至再生稻灌漿期,UR 活性降低0.85μg(NH4+)?g?1(soil)?h?1。2020年和2021 年,T2 和T3 的UR 活性顯著高于其他處理,其中2020 年頭季稻抽穗期至再生稻抽穗期,T2 的UR 活性顯著高于T3;2021 年,T3 的UR 活性始終顯著高于T2。N0 的UR 活性基本上顯著低于其他處理。2020 年和2021年頭季稻分蘗期T1 的UR 活性高于CK,隨后反之或二者間無(wú)顯著差異。

3 討論

3.1 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤容重的影響

土壤容重是衡量土壤結(jié)構(gòu)的重要指標(biāo),反映了土壤的通透性[17]。本研究發(fā)現(xiàn),T2 和T3 處理均顯著降低了土壤容重,這與之前的結(jié)論一致[9,18]。這主要是因?yàn)樾竽良S便和生物炭的密度均低于土壤。此外,施用畜牧糞便和生物炭為土壤提供了大量碳源,碳是微生物群落增殖的底物[19],同時(shí)碳促進(jìn)土壤之間的結(jié)合,使分散的土壤顆粒形成團(tuán)聚體[20],微生物和團(tuán)聚體可以維持土壤良好的結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定性,降低土壤容重[21]。生物炭降低土壤容重的效果優(yōu)于畜牧糞便,原因可能是生物炭的密度(0.1～0.3 g?cm?3)比畜牧糞便(0.6～0.8 g?cm?3)更低和提供的碳源更多有關(guān)。然而,在再生稻抽穗期,20～40 cm 處容重在T2 和T3 處理間無(wú)顯著差異,原因可能是長(zhǎng)時(shí)間的土壤自然壓實(shí)增加了深層土壤處的容重,掩蓋了生物炭和畜牧糞便降低容重的作用[22]。此外,由于長(zhǎng)期淹水,深層土壤處有機(jī)質(zhì)分解緩慢,限制了高碳投入對(duì)容重降低的效果[1]。施氮降低了頭季稻和再生稻抽穗期0～20 cm 處土壤容重,原因可能是施氮促進(jìn)了水稻根系發(fā)育,以此降低土壤容重[8]。

3.2 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

土壤pH 是影響土壤養(yǎng)分有效性的重要指標(biāo)[23]。土壤pH 隨水稻生長(zhǎng)進(jìn)程呈先增加后降低的趨勢(shì)。據(jù)報(bào)道,淹水導(dǎo)致酸性土壤pH 增加[24]。原因主要是土壤在淹水條件下,厭氧形成的還原性碳酸鐵和碳酸錳呈堿性,增加了土壤pH[25]。此外,淹水稀釋了土壤電解質(zhì),使更多陽(yáng)離子進(jìn)入溶液中,提高了土壤pH[26]。土壤pH 下降的原因主要是,分蘗末期排水以控制無(wú)效分蘗和頭季稻成熟期排水以便于收獲,使土壤短期處于氧化態(tài),降低了pH[27]。此外,隨著根系發(fā)育,根系分泌的酸性物質(zhì)增加,使pH 下降[28]。本研究發(fā)現(xiàn),T2 處理提高了土壤pH,這與生物炭自身呈堿性有關(guān)。生物炭中含有大量的碳酸鹽、結(jié)晶碳酸鹽和?COO?等陰離子,添加至土壤后可提高土壤pH[29]。T3 處理提升土壤pH 的效果僅次于生物炭,原因可能是畜牧糞便自身的pH 低于生物炭,且施入土壤總量低于生物炭。畜牧糞便通過(guò)堿性陽(yáng)離子和碳酸根離子來(lái)中和土壤酸性[30]。

SOC 是體現(xiàn)土壤肥力和碳固存能力的重要指標(biāo)[31]。本研究中,T2 處理下SOC 始終最高,T3 處理次之,碳投入總量差異是主要原因(在2020 年,施入生物炭的處理投入碳2.26 t?hm?2,施入畜牧糞便的處理投入碳0.84 t?hm?2,其他處理無(wú)碳投入)。值得注意的是,T3 處理下,2021 年再次投入畜牧糞便后,消除了生物炭和畜牧糞便間SOC 差異。與N0 相比,CK 和T1 處理提高了SOC,原因可能是施氮增加了水稻秸稈和根系的生物量,提高了還田的秸稈和土壤殘根中的碳總量[20]。但該現(xiàn)象并未在所有時(shí)期和土層處體現(xiàn),原因可能是施氮一方面增加了還田的碳總量,另一方面促進(jìn)了秸稈和殘根的分解,導(dǎo)致土壤中有機(jī)碳被分解而從土壤中流失[18]。

TN、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量體現(xiàn)了土壤氮素水平及生物有效性。本研究中,5 個(gè)時(shí)期的TN 順序均為T(mén)2>T3>T1>CK>N0。氮的釋放速率和土壤保留能力可能是主要原因。生物炭和畜牧糞便中的部分氮以有機(jī)的形式存在,釋放速度比無(wú)機(jī)氮更慢,因此有機(jī)肥處理的土壤中儲(chǔ)存的氮更多[18,32]。而與生物炭相比,畜牧糞便中不穩(wěn)定碳和來(lái)源于畜牧排泄物的營(yíng)養(yǎng)元素更多,比生物炭容易分解,有機(jī)氮更容易轉(zhuǎn)化為無(wú)機(jī)氮而流失[31,33]。同時(shí),生物炭的碳氮比大于畜牧糞便,生物炭分解時(shí)可能吸收土壤無(wú)機(jī)氮維持分解代謝活動(dòng),阻礙了無(wú)機(jī)氮流失到環(huán)境[34],同時(shí)限制了秸稈分解,進(jìn)而通過(guò)減少熱量釋放和降低脲酶活性減緩尿素速率,減少氮的損失[35]。此外,生物炭由于其疏松多孔的結(jié)構(gòu),將氮吸附在植物根際的生物炭孔隙中,減少了氮的浸出和無(wú)機(jī)氮的流失[9,18]。緩釋尿素中氮的釋放速率與水稻養(yǎng)分吸收速率更協(xié)同一致,減少了氮的流失,同時(shí)促進(jìn)了水稻對(duì)氮的吸收,提高了還田的秸稈和殘根中氮總量[36]。

與CK 處理相比,T2 處理第1 年降低了銨態(tài)氮含量,這與之前的結(jié)論一致[37],主要?dú)w因于生物炭的高碳氮比提高了土壤對(duì)氮的固定作用和高表面積的生物炭對(duì)氮的吸附作用[12]。然而,與CK 相比,T2 處理第1 年并未顯著降低頭季稻抽穗期和再生稻抽穗期硝態(tài)氮含量,原因可能是生物炭降低土壤容重,增加土壤透氣性,提高了土壤pH,同時(shí),50%基施尿素和追施的尿素為硝化作用提供充足的銨態(tài)氮底物,多方面共同促進(jìn)了硝化作用。此外,生物炭還通過(guò)限制反硝化作用增加硝態(tài)氮含量[37]。T2 處理第2 年,銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量與CK 處理間無(wú)顯著差異,說(shuō)明生物炭對(duì)氮的吸附和固定作用隨著時(shí)間推移而降低。CK 處理下頭季稻分蘗期的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量最高,原因主要是常規(guī)尿素做基肥和分蘗肥施用,在分蘗期快速釋放大量無(wú)機(jī)氮。隨后CK 處理下銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量低于T1 和T3,原因主要是常規(guī)尿素中氮源提前釋放。T1 處理下頭季稻抽穗期的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量高于T3 處理,在再生稻抽穗期反之。原因主要與畜牧糞便中有機(jī)氮的釋放周期比緩釋尿素中樹(shù)脂包膜緩釋氮素長(zhǎng)有關(guān)。

3.3 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤微生物生物量碳和生物量氮的影響

5 種施肥處理下,MBC 和MBN 隨水稻生長(zhǎng)進(jìn)程的動(dòng)態(tài)變化基本一致。在2020 年,頭季稻分蘗期MBC 和MBN 最高,原因可能是基肥和分蘗肥的施用以及根系的高滲出率為微生物活動(dòng)提供了底物[38]。頭季稻抽穗期和灌漿期,MBC 和MBN 持續(xù)下降,原因可能是土壤中某些元素的缺乏,導(dǎo)致微生物群落增殖存在閾值[39]。此外,分蘗末期曬田以控制無(wú)效分蘗,導(dǎo)致土壤從厭氧狀態(tài)過(guò)渡到有氧狀態(tài),這對(duì)微生物群落,尤其是厭氧微生物群落造成破壞[40]。再生稻抽穗期,MBC 和MBN 增加,原因可能是頭季稻秸稈直接覆蓋還田,在適宜的溫度和水分條件下迅速分解,為微生物增殖和活動(dòng)提供了底物[41]。隨后,由于底物的消耗,MBC 和MBN 在再生稻灌漿期降低。2年間MBC 和MBN 的周年變化一致。

在所有測(cè)定的時(shí)期,T2 和T3 處理下MBC 始終高于其他處理,這與前人結(jié)論一致[42],有機(jī)肥為微生物群落增殖提供更多的碳源和其他養(yǎng)分[43]。2020 年頭季稻分蘗期T2 處理下的MBC 高于T3,頭季稻抽穗期和灌漿期反之。生物炭處理投入的碳含量更多,生物炭中不穩(wěn)定碳在進(jìn)入土壤后快速分解[11],使生物炭處理下頭季稻分蘗期MBC 高于畜牧糞便。隨后生物炭中頑固碳緩慢分解,延緩了有機(jī)碳向微生物碳的轉(zhuǎn)化[44],使生物炭處理下頭季稻抽穗期和灌漿期MBC 低于畜牧糞便。而2021 年,新一輪的畜牧糞便投入使畜牧糞便處理下的MBC 始終高于生物炭。在頭季稻生長(zhǎng)中后期,T1 處理下的MBC 顯著高于CK,原因可能是緩釋尿素促進(jìn)了根系發(fā)育,使水稻根系分泌物更多[10],為微生物提供更多的底物。

T2 和T3 處理始終提高M(jìn)BN,這與之前的結(jié)論一致[6-7,45-47]。生物炭的多孔隙結(jié)構(gòu)和吸附性使氮和營(yíng)養(yǎng)元素吸附在生物炭表面,創(chuàng)造一個(gè)養(yǎng)分密集且通透性高的微環(huán)境,為微生物群落增殖提供空間和底物,促進(jìn)各類(lèi)微生物增殖[7]。劉杰云等[48]在土壤室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn),生物炭在培養(yǎng)初期提高了MBN,但在后期由于氮素限制,降低了MBN 含量。本研究以及之前的研究,均為生物炭結(jié)合無(wú)機(jī)肥料同時(shí)施用,尿素為土壤提供了大量氮源。Huo等[49]對(duì)187篇文章進(jìn)行Meta 分析發(fā)現(xiàn),畜牧糞便增加了土壤38.5%的MBN,主要通過(guò)改善土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu),增加速效氮和pH 實(shí)現(xiàn)。本研究發(fā)現(xiàn),在2020 年,T3 處理提高M(jìn)BN 的效果高于T2 處理。原因可能是畜牧糞便通過(guò)動(dòng)物腸道消化處理后,細(xì)菌真菌的豐富性和生物多樣性高于經(jīng)高溫處理的生物炭[50-51]。在2021 年,頭季稻分蘗期T2 處理的MBN 高于T3 處理,原因主要是常規(guī)尿素在分蘗期快速分解釋放無(wú)機(jī)氮源,隨后生物炭處理下MBN 始終低于畜牧糞便,但高于常規(guī)尿素處理,說(shuō)明生物炭改善土壤的效果在第2 年仍能提高M(jìn)BN。分蘗期,CK 處理下MBN高于T1,隨后反之或無(wú)顯著差異。這與常規(guī)尿素中氮素集中在分蘗期釋放、緩釋尿素氮素釋放滯后有關(guān)[10]。

3.4 化肥與有機(jī)肥配施對(duì)土壤酶活性的影響

BG 的動(dòng)態(tài)變化基本與MBC 和MBN 一致,這與之前的結(jié)論一致[52],酶的合成同樣需要底物和適宜的土壤環(huán)境,此外,微生物對(duì)葡萄糖和無(wú)機(jī)氮的需求調(diào)控BG 和UR 的活性[40]。4 種施氮處理下,UR 活性的動(dòng)態(tài)變化主要與氮肥施用時(shí)間有關(guān),基肥、分蘗肥和灌漿肥(再生稻促芽肥)施用后在頭季稻分蘗期和再生稻抽穗期檢測(cè)UR 活性,導(dǎo)致大量無(wú)機(jī)氮釋放而限制了UR 活性[53]。

與CK 相比,T2 降低了土壤BG 活性,這與之前部分報(bào)道結(jié)論一致[6,54-55],但也存在不一致的報(bào)道[56]。本研究發(fā)現(xiàn)生物炭提高了土壤pH,據(jù)報(bào)道,pH 從4.5 增加至8.5 時(shí),BG 活性降低[57]。Chen等[6]觀(guān)察到添加生物炭后,土壤呼吸降低,導(dǎo)致BG 活性下降。Bhattacharjya等[54]認(rèn)為生物炭的吸附作用改變或阻斷了BG 合成底物的結(jié)合位點(diǎn)。然而,Ali等[56]發(fā)現(xiàn)生物炭與無(wú)機(jī)肥料結(jié)合提高了BG 活性,原因可能是無(wú)機(jī)肥料為酶合成提供了底物,并促進(jìn)生物炭分解。本研究同樣是生物炭與無(wú)機(jī)肥料結(jié)合做基肥,因此生物炭改變pH 可能是本研究中生物炭降低BG 活性的主要原因。但T2 處理第2 年,BG 活性與常規(guī)尿素處理間差異不顯著。T3 處理下BG 活性最高,這與前人的結(jié)論一致[30,47]。畜牧糞便可以降低土壤容重和增加土壤養(yǎng)分含量,為BG 活性提供良好的土壤環(huán)境和養(yǎng)分來(lái)源[58];另一方面,畜牧糞便施入和秸稈還田刺激了參與碳水解的BG 的活性,加速土壤有機(jī)物的降解[57]。在頭季稻分蘗期CK 處理下BG 活性高于T1,而拔節(jié)期和抽穗期反之,這與尿素的釋放速率有關(guān)。

T2 和T3 處理提高了土壤UR 活性,這與之前的結(jié)論一致[7,47],有機(jī)肥能夠增加土壤養(yǎng)分含量、降低土壤容重,多孔隙的土壤也能為微生物的生存提供適宜的載體,促進(jìn)微生物增殖[38],加速了土壤中碳氮代謝,刺激酶活性的提高[19]。幾項(xiàng)土壤培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),添加生物炭可以提高土壤中多種氮利用酶活性,提高氮轉(zhuǎn)化[59-61]。一關(guān)于141 份報(bào)道的Meta 分析顯示,添加畜牧糞便可提高UR 活性23.5%[62]。本研究中,在2020 年,T2 提高UR 活性的效果高于T3,這與Yang等[12]的結(jié)論一致。原因可能是生物炭中有機(jī)物分解需要氮,而且生物炭會(huì)加速銨態(tài)氮的硝化作用,增加了土壤中無(wú)機(jī)氮的消耗,刺激了UR 活性[37]。T2 處理第2 年,UR 活性介于T3 和CK 之間,說(shuō)明生物炭施用第2 年仍有提高UR 活性的作用。T1 處理下頭季稻分蘗期的UR 活性高于CK,原因可能是大量常規(guī)尿素施入土壤后,快速水解釋放大量銨態(tài)氮,限制了土壤UR 活性[53],隨著緩釋尿素的分解,緩釋尿素處理下UR 活性低于常規(guī)尿素。

4 結(jié)論

1)生物炭與常規(guī)尿素配施處理和畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理均降低了土壤容重,其中生物炭效果更佳。

2)生物炭與常規(guī)尿素配施處理和畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理均提高了土壤pH、SOC 和TN 含量,其中僅第1 年施用生物炭時(shí),生物炭提高土壤pH、SOC 和TN 含量的效果高于畜牧糞便。

3)頭季稻分蘗期、抽穗期和再生稻抽穗期土壤的無(wú)機(jī)氮含量分別以常規(guī)尿素處理、緩釋尿素與常規(guī)尿素配施處理和畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理最高。

4)生物炭與常規(guī)尿素配施處理和畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理下MBC 較高,畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理下MBN 最高。

5)畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理下β-葡萄糖苷酶活性最高,畜牧糞便與常規(guī)尿素配施處理和生物炭與常規(guī)尿素配施處理下脲酶活性較高。

綜合分析表明,畜牧糞便與常規(guī)尿素配施可以降低土壤容重,提高土壤pH、SOC 和TN 含量,延長(zhǎng)土壤無(wú)機(jī)氮的供應(yīng),提高土壤微生物量和酶活性,對(duì)再生稻模式下土壤肥力維持有積極作用。