豬場肥水施用對玉米-小麥農田氨排放、氮素利用與表觀平衡的影響*

李 碩, 王 選, 張西群, 劉澤龍, 趙 浩, 趙占輕,張玉銘, 孫宏勇, 馬 林**

豬場肥水施用對玉米-小麥農田氨排放、氮素利用與表觀平衡的影響*

李 碩1, 王 選1, 張西群2, 劉澤龍1, 趙 浩1, 趙占輕1,張玉銘1, 孫宏勇1, 馬 林1**

(1. 中國科學院遺傳與發(fā)育生物學研究所農業(yè)資源研究中心/中國科學院農業(yè)水資源重點實驗室/河北省土壤生態(tài)學重點實驗室 石家莊 050022; 2. 河北省農業(yè)機械化研究所有限公司 石家莊 050022)

規(guī)?；i養(yǎng)殖廢棄物已成為當前重要污染來源, 為有效解決豬場廢水所引發(fā)面源污染問題, 有必要開展將其替代礦物氮肥(作為肥水)施用于農田的探索。以華北平原高度集約化玉米-小麥一年兩熟輪作體系為對象, 通過田間小區(qū)試驗, 定量研究豬場肥水施用對作物產量、氮素吸收、氮素利用效率、土壤礦質氮累積、氨揮發(fā)損失及輪作體系氮素表觀平衡的影響。試驗包括7個處理: 不施肥對照(CK)、尿素表施(CK1)、尿素注射施用(CK2)、豬場肥水替代25%尿素氮表施(25%WB)、豬場肥水替代50%尿素氮表施(50%WB)、豬場肥水替代25%尿素氮注射施用(25%WI)和豬場肥水替代50%尿素氮注射施用(50%WI)。豬場肥水作為基肥施用。結果表明, 與CK相比, 施用尿素和豬場肥水均可顯著提高玉米、小麥產量和籽粒氮吸收量, 其中25%WI最高, 50%WI次之。與尿素表施相比, 尿素注射施用、豬場肥水表施和注射施用均可明顯提高氮肥農學效率、偏生產力和表觀利用率, 且肥水注射施用最高, 肥水表施次之, 而25%WI和50%WI之間無顯著差異。與不施肥處理相比, 施用尿素和豬場肥水0~100 cm土體礦質氮殘留量顯著增加50.8%~87.9%, 其中50%WB、25%WI和50%WI無顯著差異。與尿素表施相比, 尿素注射施用、肥水表施和注射施用均可顯著降低玉米和小麥基肥期土壤氨損失總量, 降幅分別為26.5%~48.6%和11.4%~29.1%; 同時, 肥水表施和注射施用下輪作體統(tǒng)氮盈余顯著降低7.6%~16.0%, 其中25%WI降幅最高, 但與50%WI無顯著差異。綜合考慮作物產量、氮素利用和環(huán)境效應, 豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用是該區(qū)玉米-小麥輪作農田豬場肥水最佳施用方式。

玉米-小麥輪作農田;豬場肥水;注射施用;氨排放;氮素利用;氮素表觀平衡

近年來, 我國華北平原規(guī)?；i養(yǎng)殖快速發(fā)展, 豬場廢水隨意排放不斷增加, 導致地下水硝態(tài)氮累積、氨揮發(fā)、溫室氣體排放和空氣惡臭等一系列環(huán)境問題, 嚴重制約著規(guī)?；i養(yǎng)殖的可持續(xù)發(fā)展[1-2]。豬場廢水含有豐富的有機質和作物生長所必需的氮、磷、鉀等養(yǎng)分物質, 因此, 將豬場廢水用于肥水就近施用于農田, 可有效改善土壤肥力質量, 已成為豬場廢水經濟有效的資源化利用途徑之一[3-5]。陶曉婷等[6]研究表明, 小麥(L.)越冬期施用豬場肥水60~120 m3?hm–2替代穗期施氮30~60 kg?hm–2, 可滿足小麥氮素營養(yǎng)需求。也有研究表明, 以豬場/牛場肥水替代化肥50%~75%N,可獲得等氮化肥處理相當?shù)淖魑锂a量[6-7]。然而, 在傳統(tǒng)的大水漫灌施用方式下, 豬場肥水中大量氮素會以硝態(tài)氮(NO3–-N)形式淋溶到深層土壤, 或以氨(NH3)形式排放于大氣中, 這將嚴重導致豬場肥水氮素利用效率的降低[8-9]。豬場肥水注射施用能夠降低NO3–-N淋溶和NH3排放等形態(tài)的氮損失, 進而有望提升肥水施用的氮素利用效率及其增產效應[2,10]。國內外針對于豬場肥水不同施用方式的對比研究已有很多, 然而, 這些研究主要集中于小麥、玉米(L.)、水稻(L.)或牧草等單作體系下的氨揮發(fā)、溫室氣體排放和土壤肥力質量變化[11-14], 而針對作物氮素利用效率的研究并不多[15-17]。當前, 主導華北平原的玉米-小麥一年兩熟高度集約化輪作生產體系在產量不斷提高的同時, 對耕地利用強度高, 水肥資源投入量大, 進而導致該體系肥料效益低且引發(fā)環(huán)境污染等問題[18-22]。因此, 如何在降低化肥投入的同時實現(xiàn)作物增產和養(yǎng)分高效利用已成為人們關注的熱點。以往研究大多從合理施肥、優(yōu)化作物栽培模式和養(yǎng)分管理等角度對作物生長和肥料利用率進行探討, 而該體系針對豬場肥水不同施用方式對作物產量、氮素利用和土壤氮素平衡的研究卻鮮有報道[15-17]?；诖? 本文以華北平原秸稈還田條件下玉米-小麥輪作體系為研究對象, 探討了豬場肥水不同施用方式(表施、注射)和氮素替代率(25%和50%)對作物產量、肥水中氮素利用和土壤氮素表觀平衡的影響, 以期為該地區(qū)合理進行豬場肥水施用, 提高肥水中氮素利用效率, 降低養(yǎng)殖肥水施用過程中氮素的損失提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗于2017年6月—2018年6月在河北省南皮縣張旗屯(38°10′N, 116°52′E)進行。該試驗區(qū)屬典型暖溫帶半濕潤季風氣候, 年平均氣溫13.4 ℃, 日照時數(shù)2 318 h, 年均降水量520 mm, 其中60%~70%的降水集中于8月。供試土壤為當?shù)氐湫偷妮p壤潮土。試驗開始時耕層(0~20 cm)土壤有機碳12.25 g?kg–1, 硝態(tài)氮13.20 mg?kg–1, 銨態(tài)氮2.64 mg?kg–1, 速效磷16.43 mg?kg–1, 速效鉀96.55 mg?kg–1。0~100 cm土體各層次(以20 cm計)的容重分別為1.30 g?cm–3、1.45 g?cm–3、1.50 g?cm–3、1.50 g?cm–3和1.50 g?cm–3。0~180 cm土體各層次(以20 cm計)礦質氮(NO3–-N和NH4+-N之和)含量分別為41.18 kg?hm–2、34.03 kg?hm–2、52.88 kg?hm–2、59.73 kg?hm–2、74.80 kg?hm–2、44.66 kg?hm–2、42.43 kg?hm–2、44.16 kg?hm–2和44.51 kg?hm–2。

1.2 試驗設計

試驗選取土壤肥力均一、灌溉便捷、區(qū)域代表性較強的田塊進行。實行玉米-小麥一年兩熟制, 玉米于6月上旬播種, 10月初收獲, 品種為‘正弘8號’, 行距50 cm, 密度63 000株?hm–2; 小麥于當年10月中旬播種, 翌年6月初收獲, 品種為‘小偃81’, 行距15 cm, 播種量450 kg?hm–2。兩茬作物秸稈全部還田。試驗包括7個處理(表1): 不施肥對照(CK)、尿素表施(CK1)、尿素注射施用(CK2)、豬場肥水替代25%尿素氮表施(25%WB)、豬場肥水替代50%尿素氮表施(50%WB)、豬場肥水替代25%尿素氮注射施用(25%WI)和豬場肥水替代50%尿素氮注射施用(50%WI)。其中, 注射施用采用課題組研制的畜禽肥水淺層注射施用機具(肥水注射機具)來開展。50%WB和50%WI處理豬場肥水施用量為154 m3?hm–2, 且其注射深度為5~10 cm; CK2處理50%尿素溶入154 m3?hm–2地下水中, 采用肥水注射機具施入5~10 cm土層; 其他處理以地下水補足154 m3?hm–2施用方式為表層噴灑, 以便降低施肥環(huán)節(jié)因水分投入而導致的差異。采用完全隨機區(qū)組設計, 重復3次, 小區(qū)面積72 m2(6 m×12 m)。

表1 不同處理的玉米和小麥生長期氮素施用類型、施用量和施用方法

玉米生長期氮、磷、鉀施用量分別為240 kg(N)?hm–2、180 kg(P2O5)?hm–2和120 kg(K2O)?hm–2, 小麥生長期氮、磷、鉀施用量分別為180 kg(N)?hm–2、120 kg(P2O5)?hm–2和90 kg(K2O)?hm–2, 其中磷、鉀肥以基肥形式一次性施用于作物播種前。氮肥分基肥和追肥兩次施用, 基追比為1∶1; 玉米追肥期為大喇叭口期, 小麥追肥期為拔節(jié)期。試驗中所用豬場肥水取自張旗屯溫氏集團養(yǎng)豬場調節(jié)池廢水, 試驗前10 d內取樣測定肥水理化性質, 其中玉米和小麥播種前肥水理化性質保持相對穩(wěn)定, 其含銨態(tài)氮545.05 mg?L–1、硝態(tài)氮46.05 mg?L–1、全氮779.33 mg?L–1、全磷39.25 mg?L–1、全鉀500.00 mg?L–1, 化學需氧量(COD)為3 610.00 mg?L–1。豬場肥水作為基肥一次性施用于農田, 養(yǎng)分不足時以礦物肥料補足。氮、磷和鉀礦物肥料分別為尿素、過磷酸鈣和硫酸鉀。玉米、小麥播種1周后進行灌溉(大水漫灌)。各試驗處理的耕作、播種、灌溉和病蟲害防治等田間操作均與當?shù)貍鹘y(tǒng)方式保持一致。

1.3 氨揮發(fā)測定

氨揮發(fā)田間原位測定采用間歇密閉抽氣法[23]。原理是利用真空泵減壓抽氣使罩子內土壤揮發(fā)出的氨(NH3)隨氣流通過裝有2%硼酸的洗氣瓶, 使其吸收于硼酸溶液中, 收集溶液用0.02 mol?L?1H2SO4滴定, 計算出吸收氮量。所用密閉室裝置由聚乙烯塑料(PVC)制成的密閉室(內直徑為25 cm, 高10 cm)、50 mL吸收瓶和高速真空泵組成。測定時, 在每個小區(qū)隨機選取一個樣點并將密閉室置于5 cm土壤中。通過預備試驗確定每天上午9:00—11:00和下午14:30—16:30時段測定值的平均值可基本代表全天揮發(fā)速率平均值。施肥后每天測定直至各處理與空白之間的氨揮發(fā)速率(kg?hm–2?d–1)均無明顯差異為止。通過每天氨揮發(fā)速率計算測定時期內的氨揮發(fā)累積損失(kg?hm–2)。

1.4 樣品采集與氮素測定

1.4.1 土壤樣品采集與測定

試驗開始前在保護行內挖0~100 cm土壤剖面, 采用環(huán)刀法測定每20 cm土層的土壤容重, 并在試驗小區(qū)內部按“S”形路線采集混合土樣, 測定基礎養(yǎng)分含量。在玉米和小麥收獲后, 每個小區(qū)隨機選取1個樣點, 采集0~180 cm土層土樣, 層間距20 cm, 測定土壤含水量和NO3–-N和NH4+-N含量。土壤含水量采用烘干法測定; 土壤NH4+-N 和NO3–-N含量測定當天將土樣混勻后過2 mm篩, 然后用1 mol?L?1的KC1溶液浸提(水土比5∶1), 流動分析儀(OI, 美國)測定。

1.4.2 植株樣品采集與測定

在玉米和小麥收獲時, 每個小區(qū)隨機采集1個2 m2(2行, 2 m × 1 m)玉米樣品和1 m2(1 m × 1 m)小麥樣品。風干脫粒, 小麥樣品分籽粒和秸稈兩部分稱量其干重, 玉米樣品分籽粒、玉米穗軸和秸稈3部分稱量其干重, 然后以采樣面積折算生物量。取部分小麥和玉米樣品烘干、粉碎、混勻, 然后用濃H2SO4-H2O2消解, 采用凱氏定氮法測定植株樣品的氮含量, 用于作物吸氮量計算。

1.5 數(shù)據計算與統(tǒng)計分析

本研究在探討農田土壤氮平衡的過程中將種子、前茬作物秸稈、沉降、灌溉所攜入農田的氮均考慮在農田土壤氮輸入中[24]。根據氮素輸入-輸出平衡原理, 氮肥利用率和氮平衡參數(shù)的計算方法[18-19]如下:

玉米-小麥輪作周期0~100 cm土層土壤氮素除氨揮發(fā)損失外的其他形式損失量(kg?hm–2)=施氮量+玉米播種前0~100 cm土層土壤起始礦質氮(NO3–-N和NH4+-N之和)+玉米-小麥輪作周期0~100 cm土層土壤氮素凈礦化量(kg?hm–2)+種子氮+沉降氮+灌溉氮-收獲作物攜出氮量-小麥收獲期0~100 cm土層土壤殘留礦質氮-氨揮發(fā)損失量 (1)

氮素盈余(kg?hm?2)=玉米-小麥輪作周期0~100 cm土層土壤氮素表觀損失量+小麥收獲期0~100 cm土層土壤殘留礦質氮 (2)

氮肥農學效率(kg?kg?1)=(施氮區(qū)產量-對照區(qū)產量)/氮肥投入量 (3)

氮肥偏生產力(kg?kg?1)=施氮區(qū)籽粒產量/氮肥投入量 (4)

氮肥表觀利用率(%)=(施氮區(qū)吸氮量-對照區(qū)吸氮量)/氮肥投入量×100 (5)

土壤剖面各土層礦質氮累積量(Nmin, kg?hm–2)按照以下公式計算:

Nmin=×b××0.1 (6)

式中:為土層厚度(20 cm),b為土壤容重(g?cm?3),為土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量(NO3–-N和NH4+-N, mg?kg?1), 0.1為單位換算系數(shù)。試驗前測定0~100 cm深度土壤容重(20 cm一層)分別為1.30 g?cm?3、1.45 g?cm?3、1.50 g?cm?3、1.50 g?cm?3和1.50 g?cm?3。

試驗數(shù)據繪圖和統(tǒng)計分析分別采用Excel 2010和DPS 7.05 統(tǒng)計軟件進行, 多重比較采用Duncan法, 差異顯著性水平=0.05。

2 結果與分析

2.1 施用豬場肥水對作物籽粒產量的影響

與CK相比, 施用氮肥和豬場肥水均顯著提高玉米籽粒產量(15.9%~54.1%)和小麥籽粒產量(3.9%~ 20.5%)。玉米和小麥籽粒產量均表現(xiàn)為CK

表2 不同豬場肥水施用處理對玉米和小麥籽粒產量的影響

相對增幅為各處理相對于CK1的增幅。同列不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(<0.05)。The relative increase is the increase as to CK1. Different lowercase letters within the same column indicate significant differences among treatments at< 0.05.

與CK相比, 施用氮肥和豬場肥水亦可顯著提高玉米和小麥地上部生物量產量, 其增幅分別為19.3%~55.1%和3.7%~17.5%(表3)。與CK1相比, 25%WI和50%WI處理均可顯著提高玉米地上部生物量產量, 其增幅分別為30.0%和29.9%; 25%WB、25%WI和50%WI處理均可顯著提高小麥地上部生物量產量, 其增幅分別為8.2%、12.5%和13.3%; 然而, 玉米和小麥地上部生物量產量在25%WB、50%WB、25%WI和50%WI之間無顯著差異。

表3 不同豬場肥水施用處理對玉米和小麥地上部生物量的影響

相對增幅: 各處理相對于CK1的增幅。同列不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(<0.05)。The relative increase is the increase as to CK1. Different lowercase letters within the same column indicate significant differences among treatments at< 0.05.

2.2 施用豬場肥水對作物氮素吸收和氮肥利用率的影響

與CK相比, 施用氮肥和豬場肥水均可顯著提高作物籽粒和地上部氮素吸收量, 且玉米、小麥籽粒和地上部氮素吸收量的變化趨勢一致, 均表現(xiàn)為豬場肥水注射施用>豬場肥水表施>尿素注射施用>尿素表施>不施肥對照(表4)。其中, 25%WI處理玉米籽粒、地上部氮素吸收量和小麥籽粒、地上部氮素吸收量均最高, 與CK相比, 其增幅分別為72.6%、89.5%、25.3%和23.3%。

在玉米和小麥生育期, 氮肥農學效率和氮肥偏生產力在各處理間變化趨勢與玉米和小麥籽粒氮素吸收量大致相同(表4)。在玉米生育期, 不同施肥處理氮肥農學效率為4.32~14.72 kg?kg–1, 其中以25%WI處理氮肥農學效率最高, 其次為50%WI和50%WB, 且3個處理間無顯著性差異; 同時, 25%WI和50%WI處理氮肥農學效率顯著高于25%WB、CK1和CK2。氮肥偏生產力為31.54~41.95 kg?kg–1, 與氮農學效率變化趨勢相似, 25%WI處理最高, 其次為50%WI、50%WB和25%WB, 且四者之間無顯著性差異; 同時25%WI和50%WI處理氮肥農學效率顯著高于CK1和CK2, 而CK1、CK2、25%WB和50%WB處理之間無顯著性差異。氮肥表觀利用率為19.02%~48.57%, 與氮肥農學效率和氮肥偏生產力變化趨勢一致, 25%WI處理最高, 其次為50%WI和50%WB, 且三者之間無顯著性差異; 同時, 25%WI、50%WI和50%WB的氮肥表觀利用率顯著高于其余各處理。

小麥生育期, 不同施肥處理氮肥農學效率為1.22~6.37 kg?kg–1, 其中以25%WI處理氮肥農學效率最高, 其次為50%WI, 且兩個處理間無顯著性差異; 25%WI處理氮肥農學效率顯著高于其他處理。氮肥偏生產力為32.27~37.42 kg?kg–1, 同樣以25%WI最高, 50%WI次之, 且二者之間無顯著差異; 25%WI處理氮肥偏生產力顯著高于其他處理。氮肥表觀利用率為6.85%~22.36%, 與氮肥農學效率和氮肥偏生產力變化趨勢一致?？傮w而言, 25%WI和50%WI可獲得最高的氮效率。

表4 不同豬場肥水施用處理對玉米和小麥氮素吸收和氮肥利用效率的影響

NAE: 氮肥農學效率; NPE: 氮肥偏生產力; ANR: 氮肥表觀利用率。同列不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(<0.05)。NAE: N agronomic efficiency; NPE: N partial productivity; ANR: apparent N recovery rate. Different lowercase letters within the same column indicate significant differences among treatments at< 0.05.

2.3 施用豬場肥水對土壤氨揮發(fā)的影響

施用尿素和豬場肥水對玉米和小麥生育期土壤氨揮發(fā)速率的影響如圖1和圖2所示。在各測定時期, CK處理氨損失均保持較小的相對穩(wěn)定狀態(tài)。在玉米基肥期, 氨揮發(fā)峰值出現(xiàn)在施肥第1天, 且CK1處理下氨損失顯著高于其他各施肥處理, 其增幅為29.9%~64.4%, 而50%WI處理氨揮發(fā)速率最小, 其值為1.14 kg(N)?hm–2?d–1(圖1A)。各處理在第1天的氨揮發(fā)對測定期內氨損失總量貢獻率為26.1%~39.3%。隨后, 各處理氨揮發(fā)速率逐漸降低, 直至第4天達到相對穩(wěn)定狀態(tài)[~0.5 kg(N)?hm–2?d–1], 然而第5天再次出現(xiàn)一個峰值[0.55~0.92 kg(N)?hm–2?d–1], 隨后在第6天再次達到相對穩(wěn)定狀態(tài)[~0.3 kg(N)?hm–2?d–1]。與CK1相比, CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在施肥6 d內氨損失總量分別顯著降低37.9%、34.8%、26.4%、38.6%和48.6%(表5)。

在玉米追肥期, 氨揮發(fā)峰值同樣出現(xiàn)在第1天, 且該天氨揮發(fā)對測定期內氨損失總量貢獻率為58.2%~60.7%(圖1B)。隨后, 各處理氨揮發(fā)速率逐漸降低, 直至第6天達到相對穩(wěn)定狀態(tài)[~0.3 kg(N)?hm–2?d–1]。在第3天和第4天, 25%WI和50%WI的氨揮發(fā)速率顯著低于CK1, 其降幅分別為9.7%、13.5%(第3天)和13.5%、19.9%(第4天)。然而, 其他時間段各處理間均無顯著性差異。就玉米基肥和追肥氨損失總量而言, 25%WI和50%WI較CK1可顯著降低11.6%和16.6%, 且CK1、CK2、25%WB和50%WB之間無顯著差異(表5)。玉米基肥氨排放因子為1.46%~4.92%, 追肥氨排放因子為14.24%~14.65%。在玉米基肥和追肥氨排放總因子為7.85%~9.78%(表5)。

在小麥基肥期, 氨揮發(fā)峰值出現(xiàn)在施肥第2天, 且CK1處理下氨損失高于其他各施肥處理, 增幅為5.9%~21.7%, 而50%WI處理氨揮發(fā)速率最小, 其值為2.76 kg(N)?hm–2?d–1(圖2A)。各處理在第2天的氨揮發(fā)對測定期內氨損失總量貢獻率為28.8%~33.4%。隨后, 各處理氨揮發(fā)速率逐漸降低, 直至第6天達到相對穩(wěn)定狀態(tài)[<0.5 kg(N)?hm–2?d–1]。與CK1相比, CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在施肥后6 d天內氨損失總量分別顯著降低14.1%、20.6%、11.4%、16.2%和29.0%(表5)。

在小麥追肥期, 氨揮發(fā)峰值同樣出現(xiàn)在第2天, 且該天氨揮發(fā)對測定期內氨損失總量貢獻率為32.8%~34.3%(圖2B)。隨后, 各處理氨揮發(fā)速率逐漸降低, 且各處理間無顯著差異, 直至第6天達到相對穩(wěn)定狀態(tài)[~0.5 kg(N)?hm–2?d–1]。就小麥基肥和追肥氨損失總量而言, 與CK1相比, CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在施肥后6 d天內氨損失總量分別顯著降低9.7%、12.3%、7.4%、10.4%和16.7%(表6)。小麥基肥氨排放因子為8.08%~11.91%, 追肥氨排放因子為7.96%~8.33%, 基肥和追肥氨排放總因子為8.20~10.12%(表5)。

圖1 不同豬場肥水施用處理下玉米基肥期(A)和追肥期(B)的氨排放速率

施肥后同天不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(<0.05)。Different lowercase letters at the same day after fertilization indicate significant differences among treatments at< 0.05.

圖2 不同豬場肥水施用處理下小麥基肥期(A)和追肥期(B)的氨排放速率

施肥后同天不同小寫字母表示不同施肥處理間差異顯著(<0.05)。Different lowercase letters at the same day after fertilization indicate significant differences among treatments at< 0.05.

表5 玉米、小麥基肥和追肥期不同豬場肥水施用處理對氨揮發(fā)及其排放因子的影響

同列不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(<0.05)。Different lowercase letters within the same column indicate significant differences among treatments at< 0.05.

2.4 施用豬場肥水對土壤NO3–-N含量的影響

在玉米收獲期, 隨土壤深度增加, 土壤NO3–-N含量呈先降低后升高趨勢, 且在40~60 cm土層達到最小值(圖3A)。由公式(6)計算可得, 與CK相比, CK1、CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在0~100 cm土壤剖面的硝態(tài)氮累積量顯著增加15.9%、38.3%、64.4%、89.2%、72.0%和31.7%。

在小麥收獲期, 隨土壤深度的增加, 土壤NO3–-N呈現(xiàn)先升高后降低再升高的“S”型分布, 且在20~40 cm土層達到最大值, 在60~80 cm土層達最小值(圖3B)。由公式(6)計算可得, 與CK相比, CK1、CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在0~100 cm土壤剖面的硝態(tài)氮累積量顯著增加53.7%、74.5%、74.4%、93.7%、81.0%和69.8%。

圖3 不同豬場肥水施用處理下玉米(A)和小麥(B)收獲后0~180 cm土壤剖面NO3–-N分布

2.5 豬場肥水施用下玉米-小麥輪作的土壤-作物系統(tǒng)氮素表觀平衡

玉米-小麥輪作周期內土壤(0~100 cm)-作物系統(tǒng)氮素投入和產出見表6。系統(tǒng)氮素輸入項包括肥料(包括尿素、豬場肥水)、作物種子、前茬還田秸稈、大氣沉降、灌溉和試驗起始0~100 cm土層礦質氮累積量(起始Nmin)等形式的外源氮。土壤氮素輸出包括作物收獲攜出、試驗后0~100 cm土層礦質氮殘留(殘留Nmin)、氨揮發(fā)損失和其他形式的氮素損失。秸稈氮輸入量包括試驗開始前農田前茬小麥還田秸稈所含的氮素和玉米收獲后還田的玉米秸稈氮素。就氮輸入而言, CK處理起始Nmin占氮總輸入量的59.0%, 而其他處理起始Nmin占氮總輸入量的24.2%~25.2%; 尿素和豬場肥水施用處理肥料氮(尿素氮和肥水氮)占氮總輸入量的51.5%~53.2% (表6)。

就氮輸出而言, 玉米和小麥兩季作物累計氮素吸收量為303.1~460.0 kg?hm–2, 且表現(xiàn)為CK

與CK相比, 施用尿素和豬場肥水可以顯著增加玉米-小麥輪作周期內土壤氨揮發(fā)損失總量, 其增幅為4.9~6.1倍; 而與CK1相比, 其余各處理(除CK外)的土壤氨揮發(fā)損失總量均顯著降低, 其降幅為6.2%~16.6%, 且50%WI降幅最大。CK處理其他形式氮損失為-129.9 kg(N)?hm–2, 尿素和豬場肥水施用處理的其他形式氮損失為39.6~140.7 kg(N)?hm–2, 其中CK1處理最大, 而50%WB處理最小, 且在25%WB、50%WB、25%WI和50%WI之間無顯著性差異。就氮盈余而言, CK最小[32.3 kg(N)?hm–2], CK1最大[423.3 kg(N)?hm–2], 其次依次為CK2[409.2 kg(N)?hm–2]、25%WB[391.3 kg(N)?hm–2]、50%WB[376.7 kg(N)?hm–2]、50%WI[357.4 kg(N)?hm–2]和25%WI[355.3 kg(N)?hm–2], 50%WB、25%WI和50%WI處理間無顯著性差異。

表6 不同豬場肥水施用處理下玉米-小麥輪作周期內土壤(0~100 cm)-作物系統(tǒng)氮素表觀平衡

Nmin:礦質氮。同行不同小寫字母表示不同施肥處理間差異顯著(<0.05)。Nmin: mineral nitrogen. Different lowercase letters within the same row indicate significant differences among treatments at< 0.05.

3 討論

3.1 施用豬場肥水對土壤氨揮發(fā)和NO3–-N淋溶的影響

本研究在玉米、小麥季施用尿素和豬場肥水后的氨排放因子為1.46%~15.41%, 玉米和小麥季氨排放總因子分別為7.85%~9.78%和8.20%~10.12%, 這一結果與蘇芳等[25]和董文旭等[26]在華北平原玉米-小麥輪作農田施用礦物氮肥后氨揮發(fā)損失率大致相當。在本研究中, 無論是玉米季還是小麥季, 尿素表施的氨排放均表現(xiàn)最高, 其次為尿素注射施用, 而豬場肥水施用處理可顯著降低土壤氨揮發(fā)速率及其氨揮發(fā)損失量, 其中豬場肥水替代50%尿素氮注射施用在玉米和小麥基肥期的氨排放因子僅為1.46%和8.08%, 遠低于尿素表施和尿素注射施用, 然而, 豬場肥水氮素不同替代率施用處理間無顯著差異。究其原因, 主要是尿素和豬場肥水施入土壤后發(fā)生的反應有所不同[27]: 施入土壤后的尿素在脲酶作用下很快水解成NH4HCO3, 進而轉化為NH4+-N, 從而為氨揮發(fā)提供較多的底物, 加大氨損失; 然而, 豬場肥水中活性有機物質促進土壤對肥水NH4+的吸附固定, 在一定程度上降低氨揮發(fā); 同時, 肥水注射處理將肥水施入到表層土壤(5~10 cm)中, 能夠隔絕肥水與空氣的接觸, 進一步增加土壤對NH4+的吸附固定[28]; 另外, 在硝化細菌的作用下, 施入土壤的豬場肥水氮將會轉化成NO3–-N, 從而有效降低氨揮發(fā)的發(fā)生[29]。然而, 也有研究表明向農田土壤直接施用畜禽肥水能夠提高氨揮發(fā)速率, 其原因可能為: 畜禽肥水中含有豐富NH4+-N, 且施用的農田土壤pH呈堿性, 在適宜的環(huán)境條件下肥水NH4+-N很容易排放到大氣中[30]; 同時, 畜禽肥水含有豐富活性碳源, 能夠激發(fā)表層土壤微生物活性, 促進土壤有機氮向簡單氮化合物的轉化, 進而通過脫氨基作用轉化為NH3釋放到大氣中[31]。本研究中, 除了小麥基肥期25%WB處理氨揮發(fā)量顯著低于25%WI外, 無論玉米基肥期, 還是小麥基肥期, 等N替代豬場肥水表施氨揮發(fā)量均高于豬場肥水注射施用, 且50%WI處理氨揮發(fā)量均顯著低于其他各施肥處理。因此, 在華北平原夏玉米-冬小麥一年兩熟輪作區(qū), 畜禽肥水施用過程中應避免直接撒施, 最好將肥水注射到表層土壤(5~10 cm)中, 降低土壤氨揮發(fā)損失。

在玉米-小麥輪作農田土壤中, 土壤NO3–-N是作物吸收利用的主要氮素形態(tài), 其在土壤剖面上的分布受施氮量、灌溉和降水等因素影響[24]。研究表明, 長期過量施氮導致NO3–-N在土壤中累積, 且隨著施氮量的增加而顯著增加, 嚴重威脅地下水的安全[32]。在本研究中, 尿素或豬場肥水表施或注射(5~10 cm)施用導致NO3–-N集中在0~20 cm土層, 而富集在表層的NO3–-N在灌溉或降水等作用下均可向深層土壤遷移, 從而產生以下現(xiàn)象: 隨土壤的加深(主要80 cm以下), 土壤NO3–-N含量逐漸升高; 然而, 豬場肥水氮素不同替代率施用處理間無明顯差異。玉米和小麥收獲后NO3–-N在土壤剖面的分布趨勢并未保持一致, 其原因可能是在玉米生長中后期, 試驗所在地降水量過大, 大量NO3–-N被淋溶到深層土壤, 而小麥生長中后期降水量低, 大量NO3–-N保留在60 cm土層以上土壤中。同時, 該試驗區(qū)常年耕作深度<30 cm, 導致30~60 cm土層出現(xiàn)堅硬的犁底層, 從而導致玉米生長所需氮主要取決于60 cm以上土層。豬場肥水所含的大量有機、無機物質能夠有效協(xié)調土壤氮素供應從而降低氮素淋失; 同時豬場肥水中水、氮耦合, 能夠對土壤氮殘留和淋失起到相互促進或制約的影響[33]。在本研究中, 在玉米和小麥收獲后, 豬場肥水施用處理的土壤NO3–-N殘留量均在一定程度上高于尿素施用處理, 這與楊軍等[33]和杜會英等[34]研究結果一致。土壤膠體對NO3–-N吸附能力比較弱, 過量施氮導致大量NO3–-N累積在土壤剖面, 并在不合理灌溉或暴雨作用下向下淋溶。杜會英等[34]發(fā)現(xiàn), 在玉米-小麥輪作體系中, 20 kg(N)?hm–2的畜禽肥水氮投入導致80~100 cm土層積累大量NO3–-N(~18 kg?hm–2)。而本研究玉米-小麥輪作周期總施氮量遠高于320 kg(N)?hm–2, 因此, 在該體系下420 kg(N)?hm–2的氮投入量存在較大的環(huán)境風險。

3.2 施用豬場肥水對作物產量、氮素利用率和氮素表觀平衡的影響

豬場肥水中含有豐富的水溶性有機質和氮、磷、鉀等活性養(yǎng)分, 能夠被土壤微生物直接吸收利用, 利于后茬作物根際土壤微生物活性的提高和土壤氮、磷和鉀等養(yǎng)分的有效形態(tài)轉化; 同時, 土壤微生物能夠將作物來不及吸收利用的部分養(yǎng)分轉化成有機形態(tài), 當作物對養(yǎng)分需求增加時, 土壤微生物便能夠將其所固定的養(yǎng)分釋放出來, 以供作物生長所需, 進而利于作物對養(yǎng)分的吸收及其產量的提高[34-37]。豬場肥水施用的同時, 向農田土壤輸入大量水資源, 既節(jié)省水資源, 又利于種子的發(fā)芽和出苗。本研究表明, 與尿素施用處理相比, 豬場肥水施用處理, 特別是25%WI, 能夠顯著提高玉米和小麥籽粒產量。Martínez等[36]研究也表明隨著豬場廢水灌溉量的增加, 玉米產量逐漸增加, 且當豬場廢水灌溉氮帶入量為200 kg(N)?hm–2時, 玉米產量最高; 杜會英等[7]也發(fā)現(xiàn), 牛場肥水灌溉氮帶入量為240 kg(N)?hm–2時, 小麥產量最高。本研究中, 與尿素施用處理相比, 豬場肥水施用處理也能提高作物對氮的吸收利用。陶曉婷等[6]研究發(fā)現(xiàn), 施用豬場肥水灌溉能夠有效提高小麥與氮素供應水平密切相關的葉片SAPD值和植株含氮量。因此, 向農田施用豬場肥水能夠在一定程度上提高作物產量、促進氮素利用。

氮肥農學效率、氮肥偏生產力和氮肥表觀利用率是衡量氮素效率的常用指標, 從不同方面描述作物對氮素的吸收利用[38]。Dobermann[38]認為糧食作物氮肥農學效率為10~30 kg?kg–1、氮肥偏生產力為40~70 kg?kg–1和氮肥表觀利用率為30%~50%較為適宜。在本研究中, 25%WI和50%WI處理的夏玉米生育期氮肥農學效率、氮肥偏生產力和氮肥表觀利用率介于上述適宜范圍內, 而其余各處理均低于以上范圍(除50%WB處理的氮肥農學效率和氮肥表觀利用率), 說明在玉米生育期180 kg?hm–2的施氮量下, 豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用能夠獲得較好的養(yǎng)分效率; 然而, 在小麥生育期氮肥農學效率、氮肥偏生產力和氮肥表觀利用效率均低于上述適宜范圍, 因此, 在小麥生育期240 kg?hm–2的施氮量下, 無論采用何種施肥措施, 都不能取得較好的養(yǎng)分效率, 盡管豬場肥水替代25%N和50%N尿素氮注射施用的氮肥農學效率、氮肥偏生產力和氮肥表觀利用率明顯高于其他處理。豬場肥水注射施用之所以能夠較其他施肥措施提高作物氮素利用率, 是因為注射技術將肥水施入到5~10 cm土層, 能夠最大程度降低土壤氨揮發(fā)等氮損失, 進而為作物提供生長必需的水分和養(yǎng)分, 利于作物的發(fā)芽和前期生長。張福鎖等[39]報道中國玉米平均施氮量為162 kg?hm–2, 產量、氮肥農學效率、氮肥偏生產力和氮肥表觀利用效率分別為7.05 Mg?hm–2、9.8 kg?kg–1和51.6 kg?kg–1和26.1%; 小麥平均施氮量為169 kg?hm–2, 而產量、氮肥農學效率和氮肥偏生產力分別為5.72 Mg?hm–2、8.0 kg?kg–1、43.0 kg?kg–1和28.2%。在本研究中, 玉米生育期各施肥處理的玉米籽粒產量均高于7.05 Mg?hm–2, 25%WB、50%WB、25%WI和50%WI的氮肥農學效率高于9.8 kg?kg–1, 氮肥表觀利用率高于26.1%, 然而, 各處理的氮肥偏生產力均低于51.6 kg?kg–1, 小麥生育期各施肥處理的小麥籽粒產量均高于5.72 Mg?hm–2, 而各處理的氮肥農學效率均低于8.0 kg?kg–1, 氮肥偏生產力低于43.0 kg?kg–1, 而氮肥表觀利用率亦低于28.2%。其原因可能有以下兩點: 第一, 施氮量過高(玉米和小麥生育期分別為240 kg?hm–2和180 kg?hm–2); 第二, 試驗開始前土壤礦質氮累積量過高(197.8 kg?hm–2), 導致不施肥對照區(qū)作物生物量和氮素攜出量過高。因此, 在該區(qū)玉米-小麥輪作生產中, 無論采取直接施用尿素, 還是施用豬場肥水, 都應適當降低氮素投入量; 同時在施氮量一致的情況下, 采用豬場肥水替代尿素注射施用能夠獲得較高的氮素利用效率。

分析農田土壤-作物系統(tǒng)氮素平衡狀況, 既能掌握作物對氮素施用的響應, 又能了解土壤氮素盈余狀況及肥料氮的去向, 進而為指導農業(yè)生產提供理論依據。有研究表明, 土壤礦質氮的作物有效性隨著土壤深度的增加而逐漸降低, 且0~100 cm土體中的礦質氮能夠被玉米和小麥根系直接吸收利用, 而100 cm土層以下礦質氮難以被作物吸收利用, 最終只能通過淋失進入地下水, 或通過深層反硝化作用脫氮[40]。因此, 本研究采取0~100 cm土體作為計算對象, 對玉米-小麥一年兩熟輪作體系農田土壤-作物系統(tǒng)的氮素平衡進行分析。對照處理氮盈余最低, 且氨揮發(fā)損失之外其他形式氮損失小于0。石德楊等[41]在土壤高殘留氮條件下夏玉米生育期礦化氮可達184 kg(N)?hm–2。因此, 本研究中, CK處理其他形式氮損失量可能為土壤有機氮礦化所致。在本研究尿素和豬場肥水施用各處理中, 25%WI處理的作物氮素吸收量最高, 氮盈余最低, 然而0~100 cm土體殘留礦質氮累積量仍維持在較高水平, 同時, 50%WI處理的作物籽粒產量、氮素吸收量和氮盈余均與25%WI無顯著差異, 表明豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用利于作物生長和土壤氮素平衡的維持。由于本研究結果僅為1年的田間試驗結果, 對豬場肥水注射施用下氮素替代比率及作物氮素吸收利用等尚需進一步驗證。

另外, 在灌溉條件不完善的條件下, 向農田注射施用豬場肥水能夠為種子發(fā)芽提供必須的水分和養(yǎng)分, 特別是玉米播種期。此外, 采用豬場肥水替代尿素氮施用, 既能降低生產成本, 提高經濟效益, 又能為規(guī)?；i養(yǎng)殖場解決廢水問題, 進而利于農牧的協(xié)調發(fā)展, 因此, 在不降低土壤質量的前提下, 綜合作物產量、土壤(0~100 cm)-作物系統(tǒng)氮素表觀平衡, 豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用是華北平原豬場肥水施用的最佳施用方式。

4 結論

與不施肥處理相比, 施用尿素和豬場肥水均可顯著提高玉米、小麥產量和籽粒氮吸收量, 且豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用的增幅顯著高于其他處理。與尿素表施相比, 尿素注射施用、肥水表施和注射施用在玉米和小麥基肥期的土壤氨損失總量均可顯著降低, 且豬場肥水替代50%尿素氮注射施用降幅最大; 相反, 農學利用效率、氮肥偏生產力和氮肥表觀利用率顯著提高, 且表現(xiàn)為肥水注射施用>肥水表施>尿素注射施用>尿素表施, 而豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用之間無顯著差異。在玉米-小麥輪作周期內土壤(0~100 cm)-作物系統(tǒng)中, 與尿素表施相比, 尿素注射施用和豬場肥水施用, 特別是豬場肥水替代25%和50%尿素氮注射施用能夠顯著降低系統(tǒng)氮損失和氮盈余。因此, 在華北平原玉米-小麥高度集約化輪作區(qū), 豬場肥水最佳施用方式為替代25%和50%尿素氮注射施用。

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Effects of swine slurry application on ammonia emission, nitrogen utilization and apparent balance of a winter wheat-summer maize rotation system*

LI Shuo1, WANG Xuan1, ZHANG Xiqun2, LIU Zelong1, ZHAO Hao1, ZHAO Zhanqing1, ZHANG Yuming1, SUN Hongyong1, MA Lin1**

(1. Center for Agricultural Resources Research, Institute of Genetics and Developmental Biology, Chinese Academy of Sciences / Key Laboratory of Agricultural Water Resources, Chinese Academy of Sciences /Hebei Key Laboratory of Soil Ecology, Shijiazhuang 050022, China; 2. Hebei Agricultural Mechanization Institute Co. Ltd., Shijiazhuang 050022, China)

With the development of intensive swine production in China, large amounts of slurry are produced, which causes nitrogen and phosphorus loss and serious non-point pollution. A potentially efficient way to solve these environmental problems is to substitute mineral fertilizer with swine slurry in intensive maize (L.)-wheat (L.) double-cropping rotation systems, which could promote the development of sustainable agriculture and animal husbandry. A field experiment was performed with swine slurry application in a maize-wheat double-cropping rotation system in the North China Plain. The study included the following seven treatments with three replications: zero-N control (CK); urea broadcast (CK1); urea injection (CK2); swine slurry as a substitute for 25% urea-N broadcast (25%WB), 50% urea-N broadcast (50%WB), 25% urea-N injection (25%WI), and 50% urea-N injection (50%WI). Swine slurry was applied to the soil before maize and wheat seeding. Compared with the CK, the application of urea and swine slurry significantly improved maize and wheat grain yield and N uptake, with the greatest effect seen in the 25%WI, followed by the 50%WI. Compared with the CK1, the N agronomic efficiency, N partial productivity, and apparent N recovery rate under treatments of urea injection and swine slurry broadcast and injection were significantly improved. The greatest improvement was seen in treatments of swine slurry injection, followed by treatments of swine slurry broadcast, but no significant difference was found between the 25%WI and 50%WI treatments. Compared with CK, the application of urea and swine slurry significantly improved nitrate accumulation. The increase in inorganic nitrogen ranged from 50.8%-87.9% throughout the 0-100 cm soil profile after maize harvest. No significant difference in nitrate accumulation was found among the 50%WB, 25%WI, and 50%WI treatments. Compared with CK1, swine slurry broadcast and urea and swine slurry injection significantly reduced the total amount of ammonia loss during the seeding period of maize and wheat, with reductions ranging from 26.5% to 48.6% and 11.4% to 29.1%, respectively. Meanwhile, swine slurry broadcast and injection significantly reduced N surplus from 7.6% to 16.0%, with the biggest difference found in the 25%WI treatments. However, no significant difference was found between the 25%WI and 50%WI treatments. In view of the yield, nitrogen utilization, and environmental benefits, swine slurry as a substitute for 25% and 50% urea-N injection were reasonable methods of swine slurry application in the intensive summer maize-winter wheat double-cropping rotation field.

Maize-wheat rotation field; Swine slurry; Injection; Ammonia emission; Nitrogen utilization; Nitrogen apparent balance

, E-mail: malin1979@sjziam.ac.cn

Feb. 28, 2019;

May 20, 2019

S143.1

2096-6237(2019)10-1502-13

10.13930/j.cnki.cjea.190150

馬林, 主要研究方向為農業(yè)生態(tài)學與養(yǎng)分資源管理。E-mail: malin1979@sjziam.ac.cn

李碩, 主要研究方向為農業(yè)生態(tài)學與養(yǎng)分資源管理。E-mail: lishuo@sjziam.ac.cn

2019-02-28

2019-05-20

* This study was supported by the National Key R&D Program of China (2018YFC0213300), the National Natural Science Foundation of China (31872403, 31801943), the Science and Technology Service Network Initiative of Chinese Academy of Sciences (KFJ-STS-ZDTP-053), the National Research Program for Key Issues in Air Pollution Control of China (DQGG0208), the Key Research Program of the Chinese Academy Sciences (ZDRW-ZS-2016-5),the 100-Talent Project of Chinese Academy of Sciences, the Distinguished Young Scientists Project of Natural Science Foundation of Hebei (D2017503023) and the Hebei Dairy Cattle Innovation Team of Modern Agro-industry Technology Research System (HBCT2018120206).

* 國家重點研發(fā)計劃(2018YFC0213300)、國家自然基金項目(31872403, 31801943)、中國科學院科技服務網絡計劃(STS)項目(KFJ-STS-ZDTP-053)、大氣重污染成因與治理攻關項目(DQGG0208)、中國科學院重點部署項目(ZDRW-ZS-2016-5)、中國科學院百人計劃項目、河北省杰出青年基金項目(D2017503023)和河北省現(xiàn)代農業(yè)產業(yè)技術體系奶牛產業(yè)創(chuàng)新團隊項目(HBCT2018120206)資助

李碩, 王選, 張西群, 劉澤龍, 趙浩, 趙占輕, 張玉銘, 孫宏勇, 馬林. 豬場肥水施用對玉米-小麥農田氨排放、氮素利用與表觀平衡的影響[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報(中英文), 2019, 27(10): 1502-1514

LI S, WANG X, ZHANG X Q, LIU Z L, ZHAO H, ZHAO Z Q, ZHANG Y M, SUN H Y, MA L.Effects of swine slurry application on ammonia emission, nitrogen utilization and apparent balance of a winter wheat-summer maize rotation system[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2019, 27(10): 1502-1514