全 文 ：中国生态农业学报 2015年 7月 第 23卷 第 7期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jul. 2015, 23(7): 812822


* 国家重大科技专项课题(2012ZX07203)资助
** 通讯作者: 邓小文, 研究方向为生态农业。E-mail: dxwpp@163.com
杨亚男, 主要研究方向为面源污染防治。E-mail: yangyanan19901990@163.com
收稿日期: 20150123 接受日期: 20150505
http://www.ecoagri.ac.cn
DOI: 10.13930/j.cnki.cjea.150125
我国北方立体种养殖稻田氮素利用率研究*
杨亚男1 张晓惠2 陈 红2 焦永杰2 邓小文2** 袁雪竹2 董 菁2 杨 静2
(1. 天津工业大学环境与化学工程学院 天津 300387; 2. 天津市环境保护科学研究院 天津 300191)
摘 要 针对目前我国北方地区农业面源污染严重、氮肥利用率低的现象, 选择北方典型稻区——天津市宝
坻水稻种植区为研究区, 以整个稻田生态系统为基本研究单元, 建立氮素输入和输出模型, 并以水稻普通种
植模式(CK, 水稻单作)为对照进行田间试验, 研究水稻立体种养殖模式(RF, 水稻鱼虾蟹共作+田埂+沟渠)
氮素的吸收利用率。结果表明, 两种水稻种植模式氮素的输入主要来自灌溉、施肥和降雨, 其中 RF输入氮肥
128.25 kg(N)·hm2, 与 CK相比减少 11.75 kg(N)·hm2, 与南方种植水稻地区相比, 氮肥施用量减少 14%~52%,
RF 从源头减少氮素输入, 降低了营养元素流失风险。CK 氮素的输出主要包括土壤固定、氨挥发、侧渗流失
和水稻吸收, RF与 CK相比, 氮素的输出还包括鱼虾蟹的吸收, 由于 RF特殊的田埂沟渠生态净化系统, 通过
侧渗损失的氮素(以 NO3-N为主)较 CK减少 9.33 kg(N)·hm2。试验期间, RF和 CK氨累积挥发量分别为 8.91
kg(N)·hm2和 21.54 kg(N)·hm2, RF氨挥发速率为 6.9%, 比 CK低 8.5%, 比全国平均水平低 10.3%; 收获期, RF
与 CK 相比, 水稻产量增加 6.65%, 表明稻田养殖鱼虾蟹不会降低水稻产量。RF 氮素利用率为 64.3%, 比 CK
高 19.7%, 既实现了水稻丰产, 又减少了氮素流失。因此, 在满足水稻灌溉需求的北方地区, 可以开展水稻立
体种养殖模式, 以控制北方地区农业面源污染。
关键词 北方稻区 立体种养殖 氮输入/输出 氨挥发 侧渗 氮素利用效率
中图分类号: X171; X592 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2015)07-0812-11
Nitrogen use efficiency in stereoscopic planting rice field in North China
YANG Yanan1, ZHANG Xiaohui 2, CHEN Hong2, JIAO Yongjie 2, DENG Xiaowen2, YUAN Xuezhu2, DONG
Jing2, YANG Jing2
(1. School of Environment and Chemical Engineering, Tianjin Polytechnic University, Tianjin 300387, China;
2. Tianjin Academy of Environmental Sciences, Tianjin 300191, China)
Abstract To control serious agricultural non-point source pollution and improve use efficiency of nitrogen (N) fertilizer in North
China, this study investigated nitrogen use efficiency in different planting patterns of paddy fields in a typical rice cultivation zone in
Baodi of Tianjin City. With an entire paddy field ecosystem as the basic research unit, N migration and transformation model in
paddy field was established based on N input and output. In order to explore N uptake and use efficiency in conventional rice field
pattern (CK: rice monoculture) and stereoscopic planting rice field pattern (RF: rice-fish-shrimp-crab co-culture + bund + ditch), a
field experiment was conducted to analyze the characteristics of N input and N output. The differences in N use efficiency and yield
of rice between two paddy planting patterns were investigated too. Results showed that N input of two rice field patterns was mainly
from irrigation, fertilization and precipitation. N input from fertilizer in RF system was 128.25 kg(N)·hm2, 11.75 kg(N)·hm2 less
than that of CK, and was 14%52% less than that of other rice planting regions in South China. In RF system, N input at source was
limited, thus reducing the risk of nutrient loss. N output of CK system was composed of soil fixation, ammonia volatilization, N loss
via lateral seepage, and crop N uptake. In addition to components of N output of CK, N output of RF system contained N absorptions
by fishes, shrimps and crabs. Due to special bund-ditch ecological purification in RF system, N loss through lateral seepage dropped
by 9.33 kg(N)·hm2 and NO3-N was the main form of lateral seepage. N loss via ammonia volatilization in RF and CK systems was
8.91 kg·hm2 and 21.54 kg·hm2, respectively. Ammonia volatilization rate in RF system accounted for 6.9% of total amount of
第 7期 杨亚男等: 我国北方立体种养殖稻田氮素利用率研究 813


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applied fertilizer, which was 8.5% less than that in CK and 10.3% less than the national average. Compared with CK, RF system
harvested 6.65% higher rice yield. N uptake by rice and aquatic materials was 271.72 kg(N)·hm2 in RF system, 255.05 kg(N)·hm2
in CK system. The results suggested that breeding fishes, shrimps and crabs did not reduced rice yield. N use efficiency in RF system
reached 64.3%, which was 19.7% higher than that in CK. RF not only achieved high rice yield, but also reduced N loss in paddy
fields. Therefore stereoscopic planting rice field was feasible in North China where irrigation demands were well met. This study
provided a critical reference for controlling agricultural non-point source pollution in North China.
Keywords Rice region in North China; Stereoscopic planting paddy field; Nitrogen input/output; Ammonia volatilization;
Lateral seepage; Nitrogen use efficiency
(Received Jan. 23, 2015; accepted May 5, 2015)
随着科学技术的发展, 现代农业科技在带来农
作物高产的同时也造成难以治理的农业面源污染和
农村生态环境破坏 [1], 面源污染控制关系到农业及
区域社会经济的可持续发展, 因此实现农业高产与
环境友好的实践型绿色生态农业越来越受到重视。
立体种养殖稻田是绿色生态农业的一种实践模式 ,
水稻和水生动物通过系统内部自然协调机制互利共
生, 充分利用肥料、水、土、空间等资源[2], 实现农
渔产品丰产和控制面源污染的目标。稻田立体种养
殖模式发展于我国南方地区 , 已有一千多年历史 ,
长期以来我国学者 [35]针对这种模式营养盐循环转
化的研究也主要集中在南方。目前, 在农田面源污
染已成为我国北方地区河流重要污染源的背景下 ,
该模式在部分有灌溉条件的北方地区开始引入并推
广, 旨在提高农业效益、控制面源污染。由于南北
土壤类型及气候条件的差异, 北方稻田立体种养殖
模式的施肥量、灌溉方式、水产品放养密度以及整
个稻田生态系统与南方存在很大变异 [6], 如何在北
方地区做好该模式营养盐的调控管理仍然是区域面
源污染控制工作中一个亟需回答的问题。
本文选取北方地区具有代表性的天津市宝坻水
稻种植区为研究对象, 该稻区同时养殖鱼、虾和蟹,
生态系统更加复杂, 是天津市最早开展水稻立体生
态种养殖模式的地区。本研究从稻田氮素的输入和
输出途径出发, 进行大田小区试验, 研究水稻立体
种养殖生态系统氮素的吸收与利用情况, 为北方地
区控制农业面源污染提供参考依据, 为在该地区推
广水稻立体种养殖模式提供理论基础和实践经验。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
研究区位于天津市宝坻区八门城镇(3921′~ 3950′N,
11708′~11740′E), 是重要的农业发展区和主要的水
稻产地, 属大陆性季风气候, 四季分明, 年平均气温
11.1 , ℃ 年降雨量 613 mm, 年蒸发量 1 150 mm。研
究区灌溉水源主要来自潮白新河, 依靠里自沽节制
闸调节汛期与非汛期潮白新河来水量, 水量较为充
沛, 适宜开展水稻种植。土壤类型为潮土, 呈弱碱性,
容重约为 2.21 g·cm3, 有机质含量 18.25 g·kg1, 全氮含
量1.20 g·kg1, 全磷含量0.35 g·kg1, 全钾含量24.3 g·kg1,
速效磷含量 16.36 mg·kg1, 速效钾含量 279 mg·kg1。
1.2 试验材料
供试水稻(Oryza sativa)品种为‘津原 E28’; 供试
水产品主要包括草鱼(Ctenopharyngodon idellus)、
鲫 鱼 (Carassius auratus)、南美白对虾 (Penaeus
vannamei)、中华绒螯蟹(Eriocheir sinensis); 立体种
养殖试验田(RF)施加商品有机肥, 普通种植试验田
(CK)施加化肥。
1.3 试验设计
本试验于 2014年 4—11月进行, 选择两块稻田
分别作为 RF和 CK, 面积为 200 m×50 m, 平均分成
5个小区(40 m×50 m), 作为 5组重复试验。RF四周
的田埂高出稻田 0.5 m, 宽 1.5 m, 每平米种植美国
油葵(Helianthus annuus) 900株。田埂外侧四周开挖
沟渠, 环沟宽 3 m, 深 1 m, 稻田里放养鱼苗(长 3 cm
左右)和幼虾的密度较小, 均以每公顷 12 000~15 000
尾为标准, 养殖蟹的规格每只约 5~10 g, 放养密度
每公顷约 4 500只。试验期间, 鱼虾蟹以稻田中的浮
游动物、浮游植物和散落的稻穗为食, 不需额外投
加饲料; 10月底, 蟹开始脱壳, 需大量进食增加体重,
此时投放玉米粒维持稻蟹正常生长。为了提高空间
利用率, 沟渠里养殖少量鱼虾蟹, 但产量不计入研
究结果。通过人工打捞沟渠水面漂浮物, 净化沟渠。
CK田埂又矮又窄, 高 0.2 m, 宽 0.6 m, 以防止田面
水外溢, 不适合种植作物, 见图 1。
4月 30日 RF施加有机肥 128.25 kg(N)·hm2, 一
次性施足基肥, 后期不追肥, 利用鱼虾蟹粪便给水
稻提供肥料; CK施加化肥 110 kg(N)·hm2, 5月 18日
追肥 30 kg(N)·hm2。5月 6日插秧, 待秧苗完全返青,
进入分蘖阶段时, 投放鱼苗和蟹苗, 7月中旬水稻足
够粗壮后放养幼虾, 10月初收获鱼虾蟹, 11月初收
获水稻。水稻生长期间处于非完全淹水状态, 田间
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图 1 水稻立体种养殖试验田(RF)和普通种植试验田
(CK)设置
Fig. 1 Design and location of stereoscopic planting rice field
(RF) and conventional rice field (CK)
进水与排水根据实际情况而定, RF 田面水不能低于
5 cm, 以保证水稻和鱼虾蟹的正常生长。
由于考虑到当地农业经济效益, 本研究未设置
不施加肥料的空白对照试验。
1.4 研究方法
根据水稻立体种养殖生态系统氮素的输入和输
出途径, 建立如下模型(图 2), 研究在田埂沟渠对
氮素的截留作用下立体种养殖稻田的氮素利用率。
1.4.1 氮素输入的测定和计算
1)降雨和灌溉输入氮量的测定和计算
利用 PC-2Y 自动雨量监测仪收集降雨信息, 每
次降雨后, 采用紫外分光光度法(HJ 636-2012)测定
雨水总氮(TN)含量, 共采样 55次, 根据公式(1)计算
降雨量和雨水总氮(TN)含量; 每次稻田灌溉一段时
间后, 从进水口采集水样, 用上述方法测定灌溉水
TN含量, 试验期间 CK灌溉 1次, RF灌溉 2次, 共
测定 3次, 根据公式(2)计算灌溉输入的总氮量。

图 2 水稻立体种养殖生态系统氮素的迁移转化模型
Fig. 2 Nitrogen migration and transformation model of stereoscopic planting rice field (RF)
水稻普通种植模式氮素的输入与水稻立体种养殖模式相同, 氮素的输出不包括鱼虾蟹吸收, 并且侧渗流失的输出不经过田埂沟
渠系统的截留, 直接进入环境。Compared with RF, N input of CK is the same, and N output does not include N uptake of fish, shrimp and
crab. Because there is no bund-ditch interception, N loss through lateral seepage in CK is directly into the environment.
2 2
1
(kg hm ) 10
n
i
i
V C S 

    降雨氮含量 (1)
式中: n为降雨次数, V为降雨量(mm), Ci为第 i次降
雨的雨水中总氮浓度 (mg·L1), S 为试验田面积
(hm2)。
2 3
1
(kg hm ) 10
n
i
i
V C 

   灌溉水氮含量 (2)
3(m ) (h)V  时间灌溉 ×3 600 3 1× (m s )泵流量 (3)
式中: n为灌溉次数, V为灌溉水量(m3), Ci为第 i次
灌溉时稻田进水口处河水中总氮浓度(mg·L1), 泵
流量为 0.4 m3·s1。
2)施肥输入氮量的测定和计算
采用蒸馏后滴定法(GB/T 8572—2010)测定化肥
和有机肥中 TN 含量, 利用公式(4)计算试验期间通
过施加肥料, 输入稻田的总氮量。
2 6
1
(kg hm ) 10
n
i
i
M C 

   肥料氮含量 (4)
式中: n为施肥次数, M为施肥量(kg·hm2), Ci为第 i
次施肥时肥料中氮含量(mg·kg1)。
1.4.2 氮素输出的测定和计算
稻田中的氮以 NH3和 N2O的形式挥发到空气中,
与氨挥发量相比, N2O 的挥发量更小 [7], 暂不考虑
N2O 的挥发损失; 试验期间, 没有遇到大暴雨, 未
产生地表径流 , 故不测定由地表径流流出的氮素 ;
第 7期 杨亚男等: 我国北方立体种养殖稻田氮素利用率研究 815


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试验田犁底层较厚 , 本研究忽略了下渗流失的氮
素。因此, 本研究对稻田氮素的输出主要测定氨挥
发、侧渗液流失、土壤固定, 水稻和水产品吸收。
1)氨挥发测定和计算
采用海绵通气法[8]测定CK和RF氨挥发情况, 每
个试验小区安置 1套收集装置。装置由内径 11 cm、
高 10 cm的硬质 PVC管制成, 测定过程中分别将 2
块直径为 12 cm、厚度为 2 cm的海绵均匀浸以 15 mL
的磷酸甘油溶液(50 mL磷酸+40 mL丙三醇, 定容至
1 L)后, 置于塑料管中, 下层海绵距管底 5 cm, 上层
海绵与管顶相平, 下层海绵用于吸收土壤挥发出的
NH3, 上层海绵用于防止空气中的 NH3和灰尘进入。
试验开始于施加基肥后的第 1 d, 每天采样 1次, 1周
后, 隔1 d采样1次, 待几乎收集不到氨时停止采样, 采
用纳氏试剂分光光度法(HJ 535—2009)测定 NH4+-N
含量。水稻整个生长季, CK采样 15次, RF采样 19次。
试验期间 CK和 RF氨累积挥发量和氨挥发损失率分
别利用公式(5)和(6)计算。
2 2
01
(kg hm ) 10
n
i
i
V C
S
S
 

   积挥发氨累 量 (5)
100%积挥发挥发损 总
氨累 量氨 失率 施氮 量 (6)
式中: n为氨采集次数, V为浸出液体积(0.3 L), Ci为
第 i 次收集的氨挥发浓度(mg·L1), S0为通气海绵表
面积(m2), S为试验田面积(hm2)。
2)侧渗液氮含量测定和计算
侧渗液收集装置[9]为底部密闭、顶部带盖的楔
形收集箱(2 m×0.3 m×0.2 m), 靠近稻田 1面的箱壁
为纤维过滤布(2 m×0.3 m), 其余 3面为耐腐蚀塑料。
渗漏液收集箱垂直插入靠近稻田一侧的田埂, 纤维
过滤布与稻田表层土壤持平, 将 1 m 长软胶管插入
箱底, 用真空泵抽取侧渗液, 如图 3所示。

图 3 水稻立体种养殖田的侧渗液收集装置
Fig. 3 Collection system for water samples of lateral seepage from stereoscopic planting rice field
从施加基肥后开始, 每隔 7 d 采集侧渗液 1 次,
如遇降雨且日降雨量超过 15 mm(依据中国降水强
度等级划分标准)时, 次日采集水样。收获期田面水
位较低, 认为侧渗量为 0, 停止采样。采用纳氏试剂
分光光度法、紫外分光光度法和碱性过硫酸钾消解
紫外分光光度法测定 TN、NO3-N和 NH4+-N含量。
采用下式计算侧渗液中 TN含量。
2
01
(kg hm )
n
i
i
C V
A
A


  侧渗累积氮量 (7)
式中: n为侧渗液采集次数, Ci为第 i次收集的侧渗液
浓度(mg·L1), V为侧渗液体积(L), A0为纤维过滤布
面积(m2), A为田埂与稻田接触截面积(60 m2)。
CK田埂较窄、较矮, 无法利用图 3的装置集侧
渗液。CK 田埂不种植植物, 也没有沟渠, 稻田中的
氮素最终以氨挥发、侧渗和稻田排水的形式流失到
环境中。因此, 在采用直接法计算稻田氮素利用率
时, 仅研究 RF氮素的侧渗情况。
3)土壤、水稻和水产品氮含量测定
在试验开始前和水稻收获后, 耕层土壤样品按
0~10 cm、10~20 cm、20~30 cm分层采样, 105 ℃烘
箱烘干后粉碎土样, 经 H2SO4-H2O2消煮, 采用半微
量凯式法[10]测定土壤 TN 含量。将准备投放的鱼虾
蟹苗、插秧前的秧苗, 随机采样后用上述方法测定
原有氮含量。水稻收获期, 从每个试验小区随机采
集 1株水稻的地上部分, 捕捞鱼虾蟹各 1只, 用上述
相同方法测定此时水稻及水产品 TN 含量。收割整
块试验田水稻, 称重为实际产量, 鱼虾蟹累计称重
为水产品实际产量。
816 中国生态农业学报 2015 第 23卷


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4)氮素利用率
0+ +RF = 100%
R F G R
Q
 氮肥利用率 (8)
0CK = 100%
R R
Q
  氮肥利用率 (9)
0RF = 100%
R F G R
W
   氮素利用率 (10)
0CK = 100%
R R
W
  氮素利用率 (11)
式中: R为立体种养殖稻田的水稻吸氮量, R为普通种
植稻田的水稻吸氮量, F为鱼虾蟹总吸氮量, R0为不施
加氮肥稻田的水稻吸氮量[1117], Q和W分别为立体种
养殖稻田氮肥施用量和氮素输入量, Q和W分别为普通
种植稻田氮肥施用量和氮素输入量, 单位均为kg·hm2。
1.5 统计分析
本试验的结果均以 5 组试验的平均值表示, 采
用 SigmaPlot 12.0对数据进行处理、分析。
2 结果与分析
2.1 氮素输入
输入试验田的氮素主要来自河水灌溉、施加肥
料和降雨 , 根据公式 (1)~(4)计算稻田氮素输入量
的结果见表 1。RF 与 CK 相比, 为保证鱼虾蟹的正
常生长 , 当田面水位较低时 , 通过灌溉补充稻田
水, 维持在合适水位, 灌水量较多, 氮输入量增加
5.01 kg(N)·hm2; 同时, 因鱼虾蟹的粪便可为水稻
不断提供天然肥料, 试验期间 RF 只施 1 次有机肥,
施肥量比 CK 减少 8.39%, 与国内大部分研究[1820]
相比, 氮肥施用量减小 14.0%~52.0%。CK除施加基
肥外, 根据水稻长势, 5月 18日追施化肥的氮输入量
为 30 kg(N)·hm2。
表 1 水稻不同种植模式氮素输入途径及输入量
Table 1 Nitrogen input ways and amounts of different rice planting patterns
氮素输入途径 Nitrogen input way [kg(N)·hm2] 种植模式
Planting pattern
代码
Code
灌溉水量
Volumes of irrigation
water (m3·hm2)
灌水日期(月-日)
Date of irrigation
(month-day)
灌溉水
Irrigation water
施肥
Fertilizer
降雨
Precipitation
总氮输入量
Total N input
[kg(N)·hm2]
普通种植
Conventional
planting
CK 5 040 07-23 8.77 140.00 12.51 161.28
2 160 05-15 3.76 立体种养殖
Stereoscopic
planting
RF
5 760 07-23 10.02
128.25 12.51 154.54

水稻整个生长季, RF 与 CK 总降雨量相同, 为
498.27 mm, 降雨氮输入量均为 12.51 kg(N)·hm2(表 1,
图 4), 与李成芳等[13]在武汉市的研究相比, 降雨量
基本相同, 氮输入量减少了 30.32 kg(N)·hm2, 说明研
究区由降雨进入环境的氮含量较低。氮素输入量的多
少直接影响氮素利用率的高低, 两种水稻种植模式总
氮输入量的差距很小, RF比CK多6.74 kg(N)·hm2, 其
中, 由肥料输入 RF和 CK的总氮量分别占整个系统
氮素输入量的 82.3%和 86.2%, 成为稻田生态系统氮
素输入的最主要来源(表 1)。
2.2 氮素输出
2.2.1 氨挥发损失
由图 5 发现, 试验田氨挥发曲线出现多个峰值,
波动明显, 总体呈下降趋势。RF氨挥发现象主要发

图 4 水稻生长期间研究区降雨量及降雨氮输入量
Fig. 4 Precipitation and N input through precipitation in the study area during rice growth season
第 7期 杨亚男等: 我国北方立体种养殖稻田氮素利用率研究 817


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图 5 水稻不同种植模式的氨挥发量
Fig. 5 Amounts of soil ammonia volatilization of different
rice planting patterns
生在施肥后 15 d内, 第 4 d(5月 4日)氨挥发达到峰
值 1.31 kg(N)·hm2, 与当天天气晴朗、风速较大(西
北风 5~6级)、水稻生长初期氮素利用量少有关[2122],
之后逐渐下降; 20 d之后, 氨挥发量逐渐趋于 0。CK
氨挥发现象发生在施肥后 1周内, 第 2 d氨挥发达到
最高峰值 5.69 kg(N)·hm2, 之后急剧减少, 第 2次氨
挥发峰值出现在追肥后第 1 d(5月 19日), 由于追肥
量小于基肥量, 氨挥发次高峰为 2.22 kg(N)·hm2。
根据公式(5)和(6), RF和 CK氨累积挥发量分别
为 8.91 kg(N)·hm2和 21.54 kg(N)·hm2 , 氨挥发损失
率分别为 6.9%和 15.4%。氨挥发受到稻田生态系统的
施氮水平、土壤性质、气象条件以及农业技术措施等
因素影响, 是氮素损失的主要途径之一[23]。结果表明,
在气候条件、施肥方式和灌溉方式相同的情况下, 只
施用有机肥的 RF氨挥发持续时间比常规施加化肥的
CK长, 且 RF单施有机肥的氨挥发速率比 CK单施化
肥低 9.7%, 比普通种植水稻有机、无机肥配施[22]低
5.8%, 比我国不同地区稻田平均氨挥发损失率[24]低
10.3%, 这表明施加肥料的种类可以影响氨挥发速率,
鱼虾蟹的生存活动能降低稻田氨挥发损失。
2.2.2 侧渗液氮素的动态变化
稻田地表径流的产生需要降雨频繁且降雨量较
大, 田面水深超过田埂和沟渠才能进入环境系统[2526]。
由于试验期间并未出现长时间大雨和特大暴雨天气
(图 4), 研究区试验田氮素侧渗潜力远超过地表径
流。另外, 年复一年的耕作使稻田耕作层底部形成
了致密的犁底层, 阻挡了一部分受重力作用下渗的
田面水, 增加了土壤水侧渗能力, 因此本文忽略通
过地表径流和下渗流失的氮。
RF侧渗液中各形态氮素动态变化如图 6所示。
施肥后的 3个月内 TN和 NO3-N浓度变化趋势基本
一致; 施肥 1 个月后 NH4+-N 维持在 0.6~0.4 mg·L1,
波动很小; 施肥 1 周后 TN、NO3-N 和 NH4+-N 浓度
均达到峰值, 分别为 14.69 mg·L1、7.03 mg·L1 和
3.86 mg·L1, 之后迅速降低。水稻整个生长季, 侧渗
液中 NH4+-N 含量均小于 NO3-N, 说明 RF 侧渗以
NO3-N为主。施肥初期, 侧渗液各形态氮素含量明显
高于水稻生长后期, 这与水稻苗期根系对氮素吸收
量小、田面水中氮含量较高有一定关系。

图 6 水稻立体种养殖田的侧渗液中氮素动态变化
Fig. 6 Variations of N concentrations in lateral seepage of stereoscopic planting rice field
RF 氮素侧渗量虽较小(图 7), 但稻田有连续
168 d 处于淹水状态, 侧渗过程持续进行, 累积侧
渗量为 115.92 m3, TN含量为 9.33 kg(N)·hm2, 占当
年施肥总量的 7.3%, 占总输入氮素的 6.0%。另外,
侧渗量的变化受降雨影响明显, 与前一天降雨有重
要关系。本研究侧渗流出稻田的总氮含量比 Liang
等[27]、祝惠等[28]研究结果低, 这可能与稻田养殖鱼
虾蟹, 以及该地区降雨量少有关; 但比 Li 等[29]研
究结果高, 这可能与当地气候、田埂年限和土壤理
化性质有关。
818 中国生态农业学报 2015 第 23卷


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图 7 水稻立体种养殖田的侧渗液体积及累积侧渗量
Fig. 7 Volumes of lateral seepage and cumulative lateral seepage of stereoscopic planting rice field
2.2.3 土壤固定
土壤本身含有营养物质, 可供水稻生长吸收[30]。
试验开始前, RF和 CK土壤 TN含量差异较小(表 2),
两种水稻种植模式土壤的供氮能力基本相同; 水稻
收获后, 不同种植模式土壤氮含量明显高于试验前
氮含量, 说明土壤微生物对肥料供应的氮素有一定
的吸收和固定能力; CK土壤氮素残留量高于 RF, 说
明 CK当季氮素利用较少。
表 2 水稻不同种植模式试验前和收获后的土壤氮含量
Table 2 Total N contents of soil of different rice planting
patterns before the experiment and after harvesting
土壤氮含量 Soil total N content (g·kg1) 种植模式
Planting
pattern
试验前(B)
Before the experiment
收获后(A)
After harvesting
AB
CK 1.14±0.18 1.95±0.43 0.81
RF 1.26±0.23 1.88±0.39 0.62
2.2.4 水稻和水产品氮输出
在收获期 , 不同种植模式水稻和水产品的产
量及氮吸收量结果(表 3)表明, RF 比 CK 水稻增产
6.65%, 稻田养殖鱼虾蟹不会降低水稻产量。本研
究水产品的产量比南方部分地区高 [3133], 这可能
是由于南方多种植双季稻 , 早稻收获与晚稻插秧
期间改变了水生动物的正常生存环境 , 水体扰动
以及水质和水温的变化影响其正常生长 , 而北方
单季稻耕作时间较符合鱼虾蟹的生长周期 , 有利
于其生存繁殖。RF 水稻氮吸收量明显高于 CK, 这
与鱼虾蟹的活动抑制了藻类的生长 [34], 减少了杂
草、藻类和其他微生物对土壤和水体氮的吸收有
关。鱼虾蟹对氮的吸收远小于水稻氮吸收量, 明显
低于水稻立体种养殖模式的 NH3 挥发损失量和侧
渗流失量。
表 3 不同种植模式水稻和水产品氮素输出
Table 3 N output of rice and aquatic products of different rice planting patterns
水稻 Rice 水产品 Aquatic products 种植模式
Planting pattern 产量 Yield (kg·hm2) 吸氮量 N uptake [kg(N)·hm2] 产量 Yield (kg·hm2) 吸氮量 N uptake [(kg(N)·hm2)]
CK 7 653 255.05±22.06 — —
RF 8 162 271.72±18.59 1 095.2 1.78±0.41

2.3 水稻立体种养殖模式的氮素利用率
通过研究 CK 和 RF 氮素的输入和输出量的多
少(表 4), 发现肥料施加量和水稻氮吸收量是影响
稻田氮素利用率的主要因素, 而鱼虾蟹氮吸收量对
立体种养殖稻田氮素利用率贡献不大, 该种模式氮
素的损失主要通过氨挥发和侧渗。本研究未测定
N2O 释放, 试验期间也未发生地表径流, 因此, 不
能确定 N2O 释放和地表径流对稻田氮素利用率的
影响大小。
根据公式(8)和(10)RF氮肥利用率和氮素利用率
分别为 78.2%和 64.3%, 本研究将侧渗流出稻田的氮
素计为稻田有效利用的氮素, 这是因为试验期间 RF
产生的侧渗水很少, 渗入田埂的氮素一部分被田埂
截留[36]或被田埂上的植物吸收[37], 另一部分透过田
埂渗入沟渠, 被沟渠截留[38]或被沟渠里的水生动、
植物利用[39]。因此, 在稻田田埂沟渠这个生态系
统中, 稻田侧渗水中的氮素并没有进入环境, 而是
被间接利用。根据公式(9)和(11), CK 氮肥利用率和
第 7期 杨亚男等: 我国北方立体种养殖稻田氮素利用率研究 819


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表 4 水稻不同种植模式氮素输入和氮素输出途径
Table 4 N input and output from different rice planting patterns
CK [kg(N)·hm2] RF [kg(N)·hm2] 项目 Item
输入 Input 输出 Output 输入 Input 输出 Output
灌溉 Irrigation 8.77 — 13.78 —
施肥 Fertilization 140 — 128.25 —
降雨 Precipitation 12.51 — 12.51 —
土壤氮含量 Soil TN contents (g·kg1) 1.14 (试验前 Initial) 1.95 (收获后 Final) 1.26 (试验前 Initial) 1.88 (收获后 Final)
氨挥发 NH3 volatilization — 21.54 — 8.91
侧渗 Lateral seepage — [28, 35]1) — 9.33
水产品氮输出 Aquatic products uptake — — — 1.78
水稻氮输出 Rice uptake — 255.05 — 271.72
1)表示本研究未进行测定, 数据来源于相关文献。1) indicates that the data is from the literature [28,35], not measured in this study.

氮素利用率分别为 51.8%和 44.6%。以上结果表明,
在该地区开展稻田立体种养殖模式不仅可以实现水
稻及水产品的丰产, 而且可以减少系统氮素向环境
的释放, 提高氮素利用率, 对有效降低农业面源污
染具有重要意义。
3 讨论与结论
易琼等[18,4041]认为, 过量施用氮肥会导致氮素
大量流失 , 在保证水稻产量的条件下 , 减施氮肥
可有效提高氮素利用率。Wang 等 [42]认为, 每个水
稻生长季的施氮量不应该超过 150 kg(N)·hm2。本
研究在全面保证田间水肥供给、满足水稻生长的同
时, 严格控制氮肥使用量, 试验期间, RF 氮肥施用
量为 128.25 kg(N)·hm2, 并且, 只利用物理和生物
措施防病虫害, 不使用除草剂、杀虫剂等危害性较
大的农药, 从源头上减少稻田污染物的输入, 杜绝
了新污染源。
研究结果表明, 水稻不同种植模式下氮素利用
率除了受氮素输入量影响外, 还受氮素输出的影响,
即氨挥发损失、侧渗流失、水稻及水产品产量。RF
与 CK相比, 氨挥发持续时间较长、损失量较小, 这
可能与施加肥料的种类不同, 或鱼虾蟹的存在有关;
RF 田埂沟渠生态净化系统, 截留了从稻田侧渗流
向外界的氮素, 减少了氮素损失[43]; RF 水稻产量比
CK增加 509 kg(N)·hm2, 表明稻田养殖鱼虾蟹不会
降低水稻产量, 这与杨星星等[31]、吴雪[44]研究结果
一致。综上, RF氮素利用率比 CK高 19.7%, 比我国
北方单季稻氮肥平均利用率高 38%[45], 这是减少肥
料氮素输入、降低稻田氮素损失、增加农渔产品氮
素输出共同作用的结果。
本研究侧渗流出 RF 的氮素以 NO3-N 为主, 一
方面, 由于土壤带大量负电荷的聚合体, 对 NH4+-N
具有较强的吸附作用, NO3-N 带负电荷, 不易被土
壤吸附, 易随水运动, 田埂对其截留效果不明显[46];
另一方面, 鱼虾蟹的活动增强了土壤通气性能, 有
利于 NH4+-N 经硝化作用转化为 NO3-N, 使田面水
NO3-N 含量升高, 侧渗到田埂的含量也相对较高。
这与刘希玉等[19]、Liang 等[27]、祝惠等[28]研究结果
相反, 可能与地域、气候、降雨、水稻种植模式以
及田埂年限不同有关, 对确定北方地区侧渗液中氮
的主要存在形态, 还需进一步研究。
本研究立体种养殖生态系统中田埂沟渠的建
设减少了水稻种植面积, 但没有降低水稻单产, 而
且田埂可以种植作物, 沟渠可以养殖水生动物, 都
会产生经济效益。但是该生态净化系统的调控管理
措施、对氮素的截留净化能力, 以及系统内动、植
物对氮素的利用效率等, 仍有待继续研究。
研究区的气候条件与南方地区相比, 年均降雨
量较小、昼夜温差较大、水稻生长期较长, 上述研
究表明, 在河水灌溉可以满足水稻正常生长的北方
地区, 开展立体种养殖模式既可提高经济效益, 实
现水稻丰产, 又可降低肥料使用量, 减少农业面源
污染。综合考虑生产效益、经济效益和环境效益, 水
稻立体种养殖模式比水稻普通种植模式更具有优越
性。但由于气候的多变性, 研究期间没有出现大雨
或大暴雨, 未对该种植模式下地表径流损失的氮素
进行定量分析 ; 因试验条件的限制 , 本研究未测
定在稻田不施加氮肥情况下的水稻产量 , 对计算
氮素利用率有一定影响; 并且, 本试验仅为 1年的
结果 , 尚需进行多年持续研究 , 才能得出更明确
的结论 , 为在该地区推广水稻立体种养殖模式提
供理论支持。
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第 17届中国农业生态与生态农业研讨会(第 1轮通知)
第十七届中国农业生态与生态农业研讨会定于 2015 年 7 月 24—27 日在云南省昆明市云安会都召开。大会将邀请
长期从事农业生态研究与实践工作的中国工程院院士、国内外知名专家、学者、农业企业、农业部领导和基层农民等, 就
近年来国内外农业生态学领域的最新研究成果进行交流, 了解农业生态学科研究最新动态, 探讨全球变化下农业生态
学面临的新问题与最新研究方法, 促进国内外农业生态学专家、学者交流与合作, 为提高我国农业生态学研究水平及学
科建设服务。本次大会由中国生态学学会农业生态专业委员会主办, 云南农业大学承办。现将有关事项通知如下:
1 会议目的
农业生物多样性与农业生态安全是农业生态学研究的重大问题, 也是农业可持续发展的基本保障。在全球变化的背景
下, 如何合理开发利用农业生物多样性, 解决经济快速发展与粮食安全、食品安全和生态安全的矛盾, 是我国现代农业发
展面临的严峻挑战。因此, 充分认识农业生物多样性, 保障农业生态系统的健康与安全, 倡导生态文明, 发展低碳农业, 提
供安全食品, 促进现代农业转型, 是当前农业生态学理论与实践探索的重要课题。基于此, 中国生态学学会农业生态专业
委员会拟召开学术研讨会, 共同探讨我国农业生物多样性与农业生态安全问题, 为我国现代农业的发展出谋划策。
2 会议主题和专题设置
会议主题为“农业生物多样性利用与农业的生态转型”。设如下专题: 农业生物多样性保护与利用、农业生态系统健康
与农业生态安全、全球变化与循环农业和生态农业、农业可持续发展与生物入侵、有机农业与食品安全生产、农业文化
遗产与生态文明、现代农业生态学理论和方法与实践、农业生态学教学改革与实践、我国西南地区的生态农业建设。
3 会议时间与地点
会议时间为 2015年 7月 24日至 27日, 地点为云南省昆明市云安会都
4 会议论文征集
会议论文征集内容包括前瞻性综述, 学科现状、前沿及展望, 系统性研究成果, 原创性研究工作等。参会者请于
2015 年 6 月 20 日前将论文及摘要提交给会议秘书处, 会前将出版论文(摘要)集。会议组委会将遴选优秀论文, 推荐刊
登在《中国生态农业学报》等核心期刊上。具体格式严格按照《中国生态农业学报》期刊要求进行撰写。论文全文或
论文摘要通过电子信箱发送至大会筹委会学术组, 稿件截止日期为 2015年 7月 5日。
5 会议注册费
每位参会人员 1000元人民币, 学生凭证件减半(不含博士后), 食宿统一安排, 费用自理。住宿地点、费用及路线地
图等内容将在第 2轮通知中注明。
6 会议联系方式
会议秘书处: 林瑞余, 福建农林大学, 13067303760, lrylin2004@163.com
会议学术组: 李成云, 云南农业大学, 13708705575, licheng_yun@163.com
联系地址(邮编): 昆明市盘龙区沣源路 452号云南农业大学工程中心(650201)
联系人: 李成云, 13708705575, 0871-65227552, licheng_yun@163.com
7 农业生态考察
会后将安排农业生态学考察, 初步确定考察方案为: 到红河州元阳县考察哈尼梯田。
中国生态学学会农业生态学专业委员会