稻蟹共作對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

摘要：在稻田養(yǎng)蟹生態(tài)系統(tǒng)中，研究稻蟹共作對(duì)稻田土壤理化性質(zhì)的影響。結(jié)果表明，稻蟹共作提高了土壤中全氮、全磷的含量，顯著地增加了土壤中ＮＨ４＋、速效磷含量，而對(duì)土壤中ＮＯ３-影響不顯著；相對(duì)于不養(yǎng)蟹稻田，由于河蟹的存在，稻蟹共作降低了土壤ｐＨ，顯著增加了粒徑＞０．２ ｍｍ團(tuán)聚體的含量，顯著降低了粒徑＜０．００２ ｍｍ微團(tuán)聚體的含量，稻田土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體數(shù)量增加，土壤團(tuán)聚化程度加強(qiáng)，降低了土壤容重，改善了土壤質(zhì)地。

關(guān)鍵詞：稻蟹共作生態(tài)系統(tǒng)；土壤理化性質(zhì)；氮素；磷素

中圖分類(lèi)號(hào)：Ｓ１５3；S511.048 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：Ａ 文章編號(hào)：0439－８114（２０11）19－3948-05

The Effects of Integrated Rice-crab Production on Soil Physical and Chemical Properties

ＷＡＮＧ Ｑｉｎｇ１，ＷＡＮＧ Ｗｕ１，ＭＡ Ｘｕ－ｚｈｏｕ１，ＣＨＥＮ Ｚａｉ－ｚｈｏｎｇ１，ＹＵ Ｙｏｎｇ－ｑｉｎｇ２

（１． Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｆｉｓｈｅｒｉｅｓ ａｎｄ Ｌｉｆｅ， Ｓｈａｎｇｈａｉ Ｏｃｅａｎ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｓｈａｎｇｈａｉ ２０１３０６， Ｃｈｉｎａ；

２． Ｐａｎｓｈａｎ ｃｏｕｎｔｙ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Cｒａｂ， Ｐａｎｊｉｎ Ｃｉｔｙ， Ｐａｎｊｉｎ １２４０００， Ｌｉａｏｎｉｎｇ， Ｃｈｉｎａ）

Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｒｉｃｅ－ｃｒａｂ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｏｎ ｓｏｉｌ ｐｈｙｓｉｃａｌ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｗｅｒｅ ｓｔｕｄｉｅｄ． Iｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｒｉｃｅ－ｃｒａｂ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｃｏｕｌｄ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｔｈｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｔｏｔａｌ ｎｉｔｒｏｇｅｎ， ｔｏｔａｌ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ， ＮＨ４＋－Ｎ ａｎｄ ａｖａｉｌａｂｌｅ Ｐ ｏｆ ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌ， ｗｈｉｌｅ ｈａｄ ｎｏ ｏｂｖｉｏｕｓｅ ｉｍｐａｃｔ ｏｎ ｔｈｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｓｏｉｌ ＮＯ３－－Ｎ． Ｔｈｅ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ａｌｓｏ ｒｅｄｕｃｅｄ ｓｏｉｌ ｐＨ． Ｉｎ ａｄｄｉｔｉｏｎ， ｔｈｅ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｉｎｃｒｅａｅｄ ｔｈｅ ｃｏｔｅｎｔ ｏｆ ｌａｒｇｅｒ ａｇｇｒｅｇａｔｅｓ（＞０．２ ｍｍ） ｒｅｍａｒｋａｂｌｙ， ｒｅｄｕｃｅ ｔｈｅ ｃｏｔｅｎｔ ｏｆ ｓｍａｌｌｅｒ ａｇｇｒｅｇａｔｅｓ （＜０．００２ ｍｍ） ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ａｎｄ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｔｈｅ ｎｕｍｂｅｒ ｏｆ ｗａｔｅｒ ｓｔａｂｌｅ ａｇｇｒｅｇａｔｅ． Ｔｈｅｓｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｒｉｃｅ－ｃｒａｂ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｉｍｐｒｏｖｅｄ ｓｏｍｅ of ｔｈｅ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｓｏｉｌ ｔｅｘｔｕｒｅ．

Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｒｉｃｅ－ｃｒａｂ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ； ｓｏｉｌ ｐｈｙｓｉｃａｌ ａｎｄ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ； ｎｉｔｒｏｇｅｎ； phosphorus

稻蟹共作，是有效利用稻田獨(dú)特的空間環(huán)境和水體資源，把水稻種植、河蟹養(yǎng)殖與自然生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)地結(jié)合起來(lái)，科學(xué)地進(jìn)行施工和管理，實(shí)現(xiàn)農(nóng)田增產(chǎn)增效、農(nóng)民增收、農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)得到調(diào)整的立體生態(tài)農(nóng)業(yè)模式；是充分利用稻蟹共生，使整個(gè)稻蟹共生生態(tài)系統(tǒng)的能量和物質(zhì)向有利于水稻和河蟹生長(zhǎng)的方向流動(dòng)，使生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的物質(zhì)和能量進(jìn)行良性循環(huán)，從而實(shí)現(xiàn)資源節(jié)約型、環(huán)境友好型的功能體系。

稻田養(yǎng)蟹是一種生態(tài)型種養(yǎng)新技術(shù)，也是當(dāng)前遼寧省重點(diǎn)推廣的農(nóng)業(yè)適用技術(shù)，以盤(pán)錦市盤(pán)山縣為例，２００２年稻田養(yǎng)蟹面積為１．６７萬(wàn)ｈｍ２，２００７年已達(dá)２．５３萬(wàn)ｈｍ２，養(yǎng)殖面積占全省水稻種植面積的４％左右。２００８年開(kāi)始在全省推廣，２００９年遼寧省稻田養(yǎng)殖面積已達(dá)９．０萬(wàn)ｈｍ２。關(guān)于有機(jī)肥對(duì)土壤理化性質(zhì)影響的研究有許多報(bào)道［１－４］；但是，有關(guān)稻蟹共作對(duì)土壤理化性質(zhì)和有效養(yǎng)分影響的研究鮮見(jiàn)報(bào)道。為此，我們進(jìn)行了稻蟹共作對(duì)土壤理化性質(zhì)影響的試驗(yàn)，以期為稻田養(yǎng)蟹的增產(chǎn)、增效機(jī)理［５－７］提供科學(xué)依據(jù)，為稻蟹共生生態(tài)系統(tǒng)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

１材料與方法

１．１試驗(yàn)地自然條件

試驗(yàn)地點(diǎn)在遼寧省盤(pán)錦市盤(pán)山縣壩墻子鎮(zhèn)進(jìn)行，屬中亞溫帶季風(fēng)氣候。冬季受來(lái)自高緯內(nèi)陸蒙古西伯利亞高壓中心的西北季風(fēng)影響，盛行極地大陸氣團(tuán)；夏季受極地海洋氣團(tuán)或變性熱帶海洋氣團(tuán)影響，盛行東南季風(fēng)；年平均氣溫８．４ ℃，無(wú)霜期１７４ ｄ，年降雨量６１２ ｍｍ。

１．２供試水稻品種和蟹種

供試水稻品種為遼星１號(hào)，５月初播種，播種后秧苗地用塑料薄膜覆蓋，適時(shí)通風(fēng)，灌溉。

試驗(yàn)用蟹為中華絨螯蟹（Ｅｒｉｏｃｈｅｉｒ ｓｉｎｅｎｓｉｓ Ｍｉｌｎｅ－Ｅｄｗａｒｄｓ），４月初購(gòu)買(mǎi)蟹苗［只均重（１１±３） ｇ］，進(jìn)行２個(gè)月暫養(yǎng)。

１．３試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)田總面積４５０ ｍ２。用田埂分為９個(gè)小區(qū)，埂高４０ ｃｍ，并用塑料膜包被，每個(gè)小區(qū)５０ ｍ２（５ ｍ×１０ ｍ）。試驗(yàn)設(shè)３個(gè)處理，處理①為精養(yǎng)蟹稻田，投喂河蟹飼料組成成分：粗蛋白≥３５％，粗脂肪≥５．５％，粗纖維≥９％，粗灰分≤１５％，總磷≥１％；處理②為粗養(yǎng)蟹稻田，投喂河蟹飼料組成成分：粗蛋白≥２０％，粗脂肪≤６％，粗纖維≥６％，粗灰分≤２０％，總磷≥０．７％；處理③為不養(yǎng)蟹稻田，稻田除不放養(yǎng)河蟹外，其他措施均與養(yǎng)蟹小區(qū)相同。每個(gè)處理設(shè)３個(gè)平行。試驗(yàn)田四周為水泥砌圍，每個(gè)試驗(yàn)區(qū)都設(shè)有一個(gè)進(jìn)水口和一個(gè)出水口。

１．４田間工程與管理

2010年５月１０日開(kāi)始在稻田內(nèi)挖環(huán)溝（寬∶深＝６０ ｃｍ∶４０ ｃｍ），環(huán)溝距田埂４０ ｃｍ，以便于投餌、河蟹攝食及取樣。各小區(qū)間用深耕層土壤砌田埂，覆被地膜，防止田水串流。以塑料膜建制防逃網(wǎng)，圍網(wǎng)高度為５０～８０ ｃｍ，以防河蟹串逃。水稻栽種采用大壟雙行，大壟４０ ｃｍ，小壟２０ ｃｍ，每穴水稻植株間距１６～１８ ｃｍ，６～７穴／ｍ，每公頃１９．５萬(wàn)～２２．５萬(wàn)穴，邊行加密，環(huán)溝與田埂間平臺(tái)加密種植。各小區(qū)均實(shí)行淺水淹灌，盡量保證田面無(wú)環(huán)溝處水深１０ ｃｍ以上。水稻移栽一周后，放入蟹苗，每個(gè)小區(qū)放養(yǎng)量為５０只。每日估測(cè)河蟹重量，河蟹餌料日投喂量為所放養(yǎng)河蟹量總重的３％～５％。５月２２日一次性施基肥（遼寧省科技特派團(tuán)專(zhuān)用肥），氮、磷、鉀含量：Ｎ ２０％、Ｐ２Ｏ５ ６％、Ｋ２Ｏ ３％，旋地、耙地、泡田。６月３日移栽秧苗；９月２０日左右收獲河蟹，１０月初收獲水稻。

１．５田間取樣及分析方法

１．５．１田間取樣土壤物理性狀的取樣，選擇在水稻種植前和收割后用環(huán)刀法在０～５ ｃｍ、５～１５ ｃｍ土層處分別取樣。土壤化學(xué)性質(zhì)的取樣，采用Ｓ形五點(diǎn)取樣法，于返青期、分蘗期、拔節(jié)抽穗期、孕穗期、成熟期用小鐵鏟在水稻壟間挖取耕作層（０～２０ ｃｍ）表土，混勻，進(jìn)行前處理；取部分新鮮土壤立即檢測(cè)土壤ＮＨ４＋和ＮＯ３－，將剩余的土壤在室溫下完全風(fēng)干，研磨并分別過(guò)１、２０、１００目篩，以進(jìn)行相關(guān)項(xiàng)目測(cè)定。采樣時(shí)間在５月３１日至９月３０日，每個(gè)月采一次樣。

１．５．２分析方法土壤全氮和全磷含量采用濃Ｈ２ＳＯ４＋ＨＣｌＯ４—ＦＩＡｓｔａｒ５０００連續(xù)流動(dòng)注射分析儀測(cè)定，土壤ＮＨ４＋、ＮＯ３－含量用２ ｍｏｌ／Ｌ ＫＣｌ浸提—

ＦＩＡｓｔａｒ５０００連續(xù)流動(dòng)注射分析儀測(cè)定；土壤速效磷采用鉬銻比色法測(cè)定［８］；土壤ｐＨ采用玻璃電極測(cè)定（Ｗ土∶Ｗ水＝１．０∶２．５）；土壤機(jī)械組成用吸管法測(cè)定［９－１２］。

１．６統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Ｅｘｃｅｌ和ＳＰＳＳ １１．５進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和方差分析。

２結(jié)果與分析

２．１土壤ｐＨ

在整個(gè)稻蟹共作期間，土壤ｐＨ的動(dòng)態(tài)變化如圖１所示。施肥后一周土壤ｐＨ達(dá)到最高值，隨后逐漸降低，并趨于穩(wěn)定。在水稻全生育期，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田土壤平均ｐＨ分別為７．２８±０．３９和７．２５±０．２８，低于不養(yǎng)蟹稻田的７．２９±０．３８。

２．２土壤ＮＨ４＋

由圖２可知，施肥后土壤ＮＨ４＋含量快速升高并達(dá)到最高值；隨后逐漸降低，但基本維持在較高的水平；當(dāng)?shù)咎锖有肥斋@后降至最低值。在整個(gè)水稻生育期間，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田土壤ＮＨ４＋含量分別為（６５．００±４０．１２）ｍｇ／ｋｇ和（６３．４０±４０．２１） ｍｇ／ｋｇ，顯著高于不養(yǎng)蟹稻田土壤的ＮＨ４＋含量（Ｐ＜０．０５）。

２．３土壤ＮＯ３－

由圖３可知，水稻生育前期，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田的土壤ＮＯ３－含量較低，低于土壤ＮＨ４＋含量。水稻成熟期，土壤ＮＯ３－含量迅速增加，但整個(gè)稻蟹共作期間，各處理間的土壤ＮＯ３－含量無(wú)顯著差異（Ｐ＞０．０５）。

２．４土壤全氮

整個(gè)稻蟹共作期間，土壤全氮含量總體上呈下降趨勢(shì)，但是在孕穗期含量有所升高（圖４）。精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田的土壤全氮含量分別為（１４５．７３±７．０２）ｍｇ／ｋｇ和（１４３．００±７．８８）ｍｇ／ｋｇ，不養(yǎng)蟹稻田為（１４３．００±７．８１）ｍｇ／ｋｇ；精養(yǎng)蟹稻田的土壤全氮含量顯著高于粗養(yǎng)蟹稻田和不養(yǎng)蟹稻田的土壤全氮含量（Ｐ＜０．０５）。

２．５土壤速效磷

研究結(jié)果表明，稻田土壤速效磷在施肥后達(dá)到最大值，此后逐漸降低，孕穗期降低趨勢(shì)較為明顯，在收獲時(shí)降至最低值。在整個(gè)稻蟹共作期間，不養(yǎng)蟹稻田土壤速效磷含量為（１４．１３±４．３４）ｍｇ／ｋｇ，顯著低于精養(yǎng)蟹稻田（１４．６３±４．５７）ｍｇ／ｋｇ和粗養(yǎng)蟹稻田（１４．８０±３．９９）ｍｇ／ｋｇ（Ｐ＜０．０５）。

２．６土壤全磷

由圖5可知，整個(gè)稻蟹共作期間，不養(yǎng)蟹稻田土壤全磷含量為（６４．８０±１６．７６）ｍｇ／ｋｇ，顯著低于精養(yǎng)蟹稻田（７２．４０±１１．５５）ｍｇ／ｋｇ和粗養(yǎng)蟹稻田（７０．４７±１０．７６）ｍｇ／ｋｇ（Ｐ＜０．０５）；精養(yǎng)蟹稻田土壤全磷含量顯著高于粗養(yǎng)蟹稻田（Ｐ＜０．０５）。

２．７土壤容重

試驗(yàn)結(jié)果表明，精養(yǎng)蟹、粗養(yǎng)蟹和不養(yǎng)蟹３個(gè)處理對(duì)土壤容重有著不同的影響；經(jīng)過(guò)一個(gè)耕種季節(jié)，稻田０～５ ｃｍ的土層，精養(yǎng)蟹稻田土壤容重降低了０．０８６ ｇ／ｃｍ３，粗養(yǎng)蟹稻田降低了０．０３８ ｇ／ｃｍ３，不養(yǎng)蟹稻田則增加了０．０１８ ｇ／ｃｍ３；５～１５ ｃｍ的土層，精養(yǎng)蟹稻田土壤容重降低了０．０５０ ｇ／ｃｍ３，粗養(yǎng)蟹稻田降低了０．０２４ ｇ／ｃｍ３，不養(yǎng)蟹稻田則增加了０．０１３ ｇ／ｃｍ３。

２．８土壤質(zhì)地

在整個(gè)稻蟹共作期間，土壤質(zhì)地發(fā)生了變化，各處理粒徑＞０．２ ｍｍ的砂粒含量整體上呈下降趨勢(shì)，稻田水分落干時(shí)降至最低。粒徑＜０．００２ ｍｍ的粘粒含量則逐漸升高，并在收蟹后達(dá)到最高。精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田，粒徑＞０．２ ｍｍ的砂粒平均含量分別為（５．２０±０．６１）％和（４．９８±０．６２）％，顯著高于不養(yǎng)蟹稻田的（４．７０±０．７９）％（Ｐ＜０．０５）；而粒徑＜０．００２ ｍｍ的粘粒平均含量分別為（３．９８±０．９６）％和（４．１４±１．１５）％，顯著低于不養(yǎng)蟹稻田的（４．９６±１．０１）％（Ｐ＜０．０５）（表１）。

３小結(jié)與討論

３．１小結(jié)

稻蟹共作生態(tài)系統(tǒng)，相對(duì)于不養(yǎng)蟹稻田，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田降低了土壤ｐＨ，提高了土壤全氮、全磷含量，顯著地增加了土壤ＮＨ４＋、速效磷含量，但對(duì)土壤ＮＯ３－含量影響不大；相對(duì)于不養(yǎng)蟹稻田，由于河蟹的存在，顯著增加了粒徑＞０．２ ｍｍ團(tuán)聚體的含量，顯著降低了粒徑＜０．００２ ｍｍ微團(tuán)聚體的含量，稻田土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體數(shù)量增加，土壤團(tuán)聚化程度加強(qiáng)，降低了土壤容重，改善了土壤質(zhì)地，促進(jìn)了水稻的生長(zhǎng)，使得養(yǎng)蟹稻田增產(chǎn)增效。

３．２討論

３．２．１稻田土壤ｐＨ的變化有機(jī)肥一次性施入稻田后，被稻田土壤脲酶［１２］水解成ＮＨ４＋，土壤ＮＨ４＋含量增加，試驗(yàn)進(jìn)入６～８月高溫期，氨的揮發(fā)加快，氨的揮發(fā)帶走土壤中的游離ＯＨ－，使得土壤Ｈ＋量增加，導(dǎo)致ｐＨ降低［１３］，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田土壤ｐＨ相對(duì)低于不養(yǎng)蟹稻田。河蟹的糞便富含有機(jī)質(zhì)，提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量，從而促使土壤ｐＨ降低；而且由于河蟹的控草作用［５］，抑制了稻田雜草和藻類(lèi)的生長(zhǎng)，減少了雜草、藻類(lèi)及好氧生物對(duì)ＮＨ４＋的吸收［１４，１５］，從而減少了參與藻類(lèi)光合作用的ＣＯ２的量，降低了土壤的ｐＨ。

３．２．２稻田土壤氮素的變化據(jù)報(bào)道，施氮肥的土壤較未施氮肥的土壤具有更強(qiáng)的氮礦化作用［４，１６］，從而引起土壤ＮＨ４＋含量的增加；從本試驗(yàn)結(jié)果可以看出，各處理土壤ＮＨ４＋含量均在施基肥一周后顯著提高。隨著淹水期時(shí)間延長(zhǎng)及土壤溫度的升高，土壤礦化速率進(jìn)一步加快，ＮＨ４＋釋放量也相應(yīng)增加，但由于水稻在返青期和分蘗初期對(duì)氮素需求量不大，導(dǎo)致ＮＨ４＋在土壤中大量積累，并在返青期出現(xiàn)一個(gè)高峰值。此后，由于水稻生長(zhǎng)速率加快，植株吸收氮素量增加，ＮＨ４＋含量持續(xù)降低，但由于稻蟹共作試驗(yàn)田長(zhǎng)期淹水，從而使得到成熟期時(shí)土壤ＮＨ４＋仍保持較高水平［１７］。

本研究表明，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田土壤ＮＨ４＋含量均顯著高于不養(yǎng)蟹稻田，這與河蟹的糞便和覓食等活動(dòng)有關(guān)。河蟹的糞便富含ＮＨ４＋，增加了稻田土壤氮素含量［１８－２０］；河蟹的活動(dòng)攪動(dòng)了水體和土壤，改善了土壤的氧化還原狀況，使得稻田土壤氮礦化作用加強(qiáng)；另外，河蟹的存在抑制了雜草和藻類(lèi)的生長(zhǎng)，減少了雜草、藻類(lèi)對(duì)ＮＨ４＋的吸收，因而土壤ＮＨ４＋含量增加［１８］。

施肥后，稻田灌水導(dǎo)致土壤呈現(xiàn)還原狀態(tài)，此時(shí)反硝化作用增強(qiáng)［１９－２２］，而且水稻秧苗對(duì)土壤氮素的吸收使得耕作層土壤中的ＮＯ３－向ＮＨ４＋轉(zhuǎn)化，土壤ＮＯ３－迅速減少；但是水稻成熟后，稻田水放干，土壤又呈現(xiàn)出一定的氧化狀態(tài)，導(dǎo)致部分ＮＨ４＋轉(zhuǎn)化成ＮＯ３－，從而使土壤中ＮＯ３－的含量回升。但在稻田持續(xù)淹水期間，各處理稻田土壤的ＮＯ３－含量沒(méi)有明顯變化，這是因?yàn)槌掷m(xù)淹水期間稻田的硝化作用受到抑制，從而ＮＯ３－含量較低。

如上分析，氮肥的使用使得土壤氮的礦化作用加強(qiáng)。另外，由于水稻植株對(duì)ＮＨ４＋的吸收量不斷增加，而且因氮素的下滲、淋失，從而造成土壤全氮含量下降。在精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田中，由于河蟹的存在，其產(chǎn)生的糞便在水體和土壤中溶解轉(zhuǎn)化，從而使得土壤全氮量相對(duì)于不養(yǎng)蟹稻田有所提高［２３，２４］，這與王華等［15］，李成芳［１７］的研究結(jié)果相同。

３．２．３稻田土壤磷素的變化精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田土壤全磷和速效磷的含量均高于不養(yǎng)蟹稻田，這與河蟹的糞便以及覓食等活動(dòng)有關(guān)。河蟹的糞便含有豐富的微生物［２４］，糞便落入土壤后，其養(yǎng)分發(fā)生分解轉(zhuǎn)化，提高了土壤的養(yǎng)分含量［２５］。河蟹的覓食活動(dòng)翻動(dòng)土壤，改善了土壤的通氣狀況，有利于水稻對(duì)養(yǎng)分的吸收，從而提高了水稻植株氮、磷、鉀的含量［２６，２７］。土壤通氣狀況的改善，也促進(jìn)了微生物的活動(dòng)，有利于養(yǎng)分的循環(huán)，促進(jìn)土壤原有養(yǎng)分的活化，增加了土壤有效磷含量。

３．２．４土壤容重和土壤質(zhì)地土壤容重是極其重要的土壤物理性質(zhì)，其大小影響著土壤的水分、空氣、熱量、養(yǎng)分轉(zhuǎn)化以及耕作阻力大小等土壤理化性質(zhì)。通過(guò)研究表明，由于河蟹的存在，其在稻田中的覓食等活動(dòng)，使得稻田土壤容重顯著降低，這與田間觀察到的土壤板結(jié)現(xiàn)象一致，容重降低，土壤吸水保水能力提高，有利于水稻生長(zhǎng)。

土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體是土壤養(yǎng)分的“貯藏庫(kù)”，其數(shù)量的多少在一定程度上反映了土壤供儲(chǔ)養(yǎng)分能力的高低［２８］。相對(duì)于不養(yǎng)蟹稻田，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田土壤粒徑＞０．２ ｍｍ的團(tuán)聚體顯著增加，而粒徑＜０．００２ ｍｍ微團(tuán)聚體顯著減少，稻田土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體數(shù)量顯著增多，團(tuán)聚化程度提高。另外，精養(yǎng)蟹稻田和粗養(yǎng)蟹稻田顯著提高了土壤有機(jī)質(zhì)含量，這也使得土壤團(tuán)聚體數(shù)量增加，土壤團(tuán)聚化程度提高，改善了土壤的質(zhì)地。

致謝：感謝王昂、張?jiān)平芡瑢W(xué)對(duì)試驗(yàn)工作的支持，感謝基地指導(dǎo)老師張華庫(kù)、尤慶發(fā)、尤素霞對(duì)試驗(yàn)工作給予的幫助。

參考文獻(xiàn)：

［１］ 張金柱，郭春景，張興，等． 生物有機(jī)肥對(duì)中度鹽堿土理化性質(zhì)影響的研究［Ｊ］． 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，２００８，４７（１２）：１４２０－１４２２．

［２］ 林培松，尚志海． 韓江流域梅江區(qū)林地土壤理化性質(zhì)及水源涵養(yǎng)能力［Ｊ］．湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，２００９，４８（３）：５９７－６００．

［３］ 呂國(guó)安，陳明亮，曹權(quán)，等． 有機(jī)—無(wú)機(jī)肥料不同配比施用對(duì)水稻土理化性質(zhì)的影響［Ｊ］． 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，１９９２（１２）：１６－１８．

［４］ 王昌全，魏成明，李廷強(qiáng)，等． 不同免耕方式對(duì)作物產(chǎn)量和土壤理化性狀的影響［Ｊ］． 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，２００１，１９（２）：１５２－１５４．

［５］ 呂東鋒，王武，馬旭洲，等． 生態(tài)漁業(yè)中稻田養(yǎng)魚(yú)（蟹）的生態(tài)學(xué)效應(yīng)研究進(jìn)展［Ｊ］． 貴州農(nóng)業(yè)科學(xué)，２０１０（３）：５１－５５．

［６］ 呂東鋒，王武，馬旭洲，等． 稻田生態(tài)養(yǎng)蟹的水質(zhì)變化與水稻生長(zhǎng)關(guān)系的研究［Ｊ］． 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，２０１０（４）：２３３－２３５．

［７］ 呂東鋒，王武，馬旭洲，等． 稻蟹共生系統(tǒng)河蟹放養(yǎng)密度對(duì)水稻和河蟹的影響［Ｊ］． 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，２０１０，４９（７）：１６７７－１６８０．

［８］ 鮑士旦． 土壤農(nóng)化分析［Ｍ］． 第三版． 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，２０００． ４２－５６，２６５－２６６．

［９］ 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所土壤物理研究室． 土壤物理性質(zhì)測(cè)定法［Ｍ］． 北京：科學(xué)出版社，１９７８．

［１０］ 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所． 土壤理化分析［Ｍ］． 上海：上海科學(xué)技術(shù)出版社，１９７８．

［１１］ 謝德體，曾覺(jué)廷． 水田自然免耕土壤水分特征研究［Ｊ］． 西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，１９８９，１１（１）：７－１２．

［１２］ 邱業(yè)先． 紅壤稻田脲酶研究［Ｄ］． 長(zhǎng)沙：湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)，２０００．

［１３］ ＦＩＬＬＥＲＹ Ｉ Ｒ Ｐ， ＤＥ ＤＡＴＴＡ Ｓ Ｋ． Ａｍｍｏｎｉａ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ａｓ ａｎ Ｎ ｌｏｓｓ ｍｅｃｈａｎｉｓｍ ｉｎ ｆｌｏｏｄｅｄ ｒｉｃｅ ｆｉｅｌｄｓ［Ｊ］． Ｆｅｒｔｉｌ Ｒｅｓ，１９８６，９：７８－９８．

［１４］ ＦＲＥＩ Ｍ， ＢＥＣＫＥＲ Ｋ． Ａ ｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ ｏｎ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ ｙｉｅｌｄ ｅｆｆｅｃｔｓ ｉｎ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｒｉｃｅ－ｆｉｓｈ ｃｕｌｔｕｒｅ［Ｊ］． Ａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅ， ２００５，２４４（１－４）：１１９－１２８．

［１５］ 王華，黃璜． 濕地稻田養(yǎng)魚(yú)、鴨復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)經(jīng)濟(jì)效益分析［Ｊ］． 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，２００２，１８（１）：７１－７５．

［１６］ ＣＡＭＰＢＥＬＬ Ｃ Ａ， ＬＡＦＯＮＤ Ｇ Ｐ， ＬＥＹＳＨＯＮ Ａ Ｊ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｃｒｏｐｐｉｎｇ ｐｒａｃｔｉｃｅｓ ｏｎ ｔｈｅ ｉｎｉｔｉａｌ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｒａｔｅ ｏｆ Ｎ ｍｉｎｅｒａｌｉｚａｔｉｏｎ ｉｎ ａ ｔｈｉｎ ｂｌａｃｋ ｃｈｅｒｎｏｚｅｍ［Ｊ］． Ｃａｎ Ｊ Ｓｏｉｌ Ｓｃｉ，１９９１，７１（１）：４３－５３．

［１７］ 李成芳． 稻田生態(tài)種養(yǎng)模式氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究［Ｄ］． 武漢：華中農(nóng)業(yè)大學(xué)，２００８.

［１８］ 朱兆良． 稻田土壤中氮素的轉(zhuǎn)化與氮肥的合理施用［Ｊ］． 化學(xué)通報(bào)，１９９４（９）：１５－１７．

［１９］ ＭＡＴＳＯＮ Ｐ Ａ， ＭＣＤＯＷＥＬＬ Ｗ Ｈ， ＴＯＷＮＳＥＮＤ Ａ Ｒ， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ｇｌｏｂａｌｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ Ｎ ｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ： ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｃｏｎｓｅｑｕｅｎｃｅｓ ｉｎ ｔｒｏｐｉｃａｌ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ［Ｊ］． Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ， １９９９，４６（１－３）：６７－８３．

［２０］ ＱＵＡＬＬＳ Ｒ Ｇ， ＨＡＩＮＥＳ Ｂ Ｌ， ＳＷＡＮＫ Ｗ Ｔ， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ ｏｆ ｓｏｌｕｂｌｅ ｏｒｇａｎｉｃ ｎｕｔｒｉｅｎｔｓ ｂｙ ａ ｆｏｒｅｓｔｅｄ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］． Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ， ２００２，６１（２）：１３５－１７１．

［２１］ ＶＥＲＭＯＥＳＥＮ Ａ， ＧＲＯＯＴ Ｃ Ｊ， ＮＯＬＬＥＴ Ｌ， ｅｔ ａｌ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ａｍｍｏｎｉｕｍ ａｎｄ ｎｉｔｒａｔｅ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ ｏｎ ｔｈｅ ＮＯ ａｎｄ Ｎ２Ｏ ｅｍｉｓｓｉｏｎ ｏｕｔ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｏｉｌｓ［Ｊ］． Ｐｌａｎｔ ａｎｄ Ｓｏｉｌ， １９９６，１８１（１）：１５３－１６２．

［２２］ 殷士學(xué)． 淹水土壤中硝態(tài)氮異化還原成銨過(guò)程的研究［Ｄ］．南京：南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，２０００．

［２３］ 朱兆良，文啟孝． 中國(guó)土壤氮素［Ｍ］． 南京：江蘇科學(xué)技術(shù)出版社，１９９２．

［２４］ 黃明蔚，劉敏，陸敏，等． 稻麥輪作農(nóng)田系統(tǒng)中氮素滲漏流失的研究［Ｊ］． 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，２００７，２７（４）：６２９－６３６．

［２５］ 肖劍英，張磊，謝德體，等．長(zhǎng)期免耕稻田的土壤微生物與肥力關(guān)系研究［Ｊ］． 西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)， ２００２，２４（１）：８２－８５．

［２６］ 張樹(shù)清． 甘肅農(nóng)田氮磷鉀養(yǎng)分資源特征研究［Ｄ］． 蘭州：甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)，２００１．

［２７］ 單艷紅，楊林章，顏廷梅，等． 水田土壤溶液磷氮的動(dòng)態(tài)變化及潛在的環(huán)境影響［Ｊ］． 生態(tài)學(xué)報(bào)，２００５，２５（１）：１１５－１２１．

［２８］ 謝德體，曾覺(jué)廷． 水田自然免耕土壤孔隙狀況研究［Ｊ］． 西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，１９９０（４）：３９４－３９７．