2019, Vol. 27
2. 河北省农业机械化研究所有限公司 石家庄 050022
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WANG Xuan1,
ZHANG Xiqun2,
LIU Zelong1,
ZHAO Hao1,
ZHAO Zhanqing1,
ZHANG Yuming1,
SUN Hongyong1,
MA Lin1
2. Hebei Agricultural Mechanization Institute Co. Ltd., Shijiazhuang 050022, China
近年来, 我国华北平原规模化生猪养殖快速发展, 猪场废水随意排放不断增加, 导致地下水硝态氮累积、氨挥发、温室气体排放和空气恶臭等一系列环境问题, 严重制约着规模化生猪养殖的可持续发展[1-2]。猪场废水含有丰富的有机质和作物生长所必需的氮、磷、钾等养分物质, 因此, 将猪场废水用于肥水就近施用于农田, 可有效改善土壤肥力质量, 已成为猪场废水经济有效的资源化利用途径之一[3-5]。陶晓婷等[6]研究表明, 小麦(Triticum aestivum L.)越冬期施用猪场肥水60~120 m3∙hm–2替代穗期施氮30~60 kg∙hm–2, 可满足小麦氮素营养需求。也有研究表明, 以猪场/牛场肥水替代化肥50%~75%N, 可获得等氮化肥处理相当的作物产量[6-7]。然而, 在传统的大水漫灌施用方式下, 猪场肥水中大量氮素会以硝态氮(NO3–-N)形式淋溶到深层土壤, 或以氨(NH3)形式排放于大气中, 这将严重导致猪场肥水氮素利用效率的降低[8-9]。猪场肥水注射施用能够降低NO3–-N淋溶和NH3排放等形态的氮损失, 进而有望提升肥水施用的氮素利用效率及其增产效应[2, 10]。国内外针对于猪场肥水不同施用方式的对比研究已有很多, 然而, 这些研究主要集中于小麦、玉米(Zea mays L.)、水稻(Oryza sativa L.)或牧草等单作体系下的氨挥发、温室气体排放和土壤肥力质量变化, 而针对作物氮素利用效率的研究并不多[15-17]。当前, 主导华北平原的玉米-小麦一年两熟高度集约化轮作生产体系在产量不断提高的同时, 对耕地利用强度高, 水肥资源投入量大, 进而导致该体系肥料效益低且引发环境污染等问题[18-22]。因此, 如何在降低化肥投入的同时实现作物增产和养分高效利用已成为人们关注的热点。以往研究大多从合理施肥、优化作物栽培模式和养分管理等角度对作物生长和肥料利用率进行探讨, 而该体系针对猪场肥水不同施用方式对作物产量、氮素利用和土壤氮素平衡的研究却鲜有报道[15-17]。基于此, 本文以华北平原秸秆还田条件下玉米-小麦轮作体系为研究对象, 探讨了猪场肥水不同施用方式(表施、注射)和氮素替代率(25%和50%)对作物产量、肥水中氮素利用和土壤氮素表观平衡的影响, 以期为该地区合理进行猪场肥水施用, 提高肥水中氮素利用效率, 降低养殖肥水施用过程中氮素的损失提供理论依据。
1 材料与方法 1.1 试验地概况试验于2017年6月—2018年6月在河北省南皮县张旗屯(38°10′N, 116°52′E)进行。该试验区属典型暖温带半湿润季风气候, 年平均气温13.4 ℃, 日照时数2 318 h, 年均降水量520 mm, 其中60%~70%的降水集中于8月。供试土壤为当地典型的轻壤潮土。试验开始时耕层(0~20 cm)土壤有机碳12.25 g∙kg–1, 硝态氮13.20 mg∙kg–1, 铵态氮2.64 mg∙kg–1, 速效磷16.43 mg∙kg–1, 速效钾96.55 mg∙kg–1。0~100 cm土体各层次(以20 cm计)的容重分别为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土体各层次(以20 cm计)矿质氮(NO3–-N和NH4+-N之和)含量分别为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 试验设计试验选取土壤肥力均一、灌溉便捷、区域代表性较强的田块进行。实行玉米-小麦一年两熟制, 玉米于6月上旬播种, 10月初收获, 品种为‘正弘8号’, 行距50 cm, 密度63 000株∙hm–2; 小麦于当年10月中旬播种, 翌年6月初收获, 品种为‘小偃81’, 行距15 cm, 播种量450 kg∙hm–2。两茬作物秸秆全部还田。试验包括7个处理(表 1):不施肥对照(CK)、尿素表施(CK1)、尿素注射施用(CK2)、猪场肥水替代25%尿素氮表施(25%WB)、猪场肥水替代50%尿素氮表施(50%WB)、猪场肥水替代25%尿素氮注射施用(25%WI)和猪场肥水替代50%尿素氮注射施用(50%WI)。其中, 注射施用采用课题组研制的畜禽肥水浅层注射施用机具(肥水注射机具)来开展。50%WB和50%WI处理猪场肥水施用量为154 m3∙hm–2, 且其注射深度为5~10 cm; CK2处理50%尿素溶入154 m3∙hm–2地下水中, 采用肥水注射机具施入5~10 cm土层; 其他处理以地下水补足154 m3∙hm–2施用方式为表层喷洒, 以便降低施肥环节因水分投入而导致的差异。采用完全随机区组设计, 重复3次, 小区面积72 m2 (6 m×12 m)。
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表 1 不同处理的玉米和小麦生长期氮素施用类型、施用量和施用方法 Table 1 Resources, rates of applied nitrogen and application methods during maize-wheat rotation period in different treatments of the experiment |
玉米生长期氮、磷、钾施用量分别为240 kg(N)∙hm–2、180 kg(P2O5)∙hm–2和120 kg(K2O)∙hm–2, 小麦生长期氮、磷、钾施用量分别为180 kg(N)∙hm–2、120 kg(P2O5)∙hm–2和90 kg(K2O)∙hm–2, 其中磷、钾肥以基肥形式一次性施用于作物播种前。氮肥分基肥和追肥两次施用, 基追比为1:1;玉米追肥期为大喇叭口期, 小麦追肥期为拔节期。试验中所用猪场肥水取自张旗屯温氏集团养猪场调节池废水, 试验前10 d内取样测定肥水理化性质, 其中玉米和小麦播种前肥水理化性质保持相对稳定, 其含铵态氮545.05 mg∙L–1、硝态氮46.05 mg∙L–1、全氮779.33 mg∙L–1、全磷39.25 mg∙L–1、全钾500.00 mg∙L–1, 化学需氧量(COD)为3 610.00 mg∙L–1。猪场肥水作为基肥一次性施用于农田, 养分不足时以矿物肥料补足。氮、磷和钾矿物肥料分别为尿素、过磷酸钙和硫酸钾。玉米、小麦播种1周后进行灌溉(大水漫灌)。各试验处理的耕作、播种、灌溉和病虫害防治等田间操作均与当地传统方式保持一致。
1.3 氨挥发测定氨挥发田间原位测定采用间歇密闭抽气法[23]。原理是利用真空泵减压抽气使罩子内土壤挥发出的氨(NH3)随气流通过装有2%硼酸的洗气瓶, 使其吸收于硼酸溶液中, 收集溶液用0.02 mol∙L−1 H2SO4滴定, 计算出吸收氮量。所用密闭室装置由聚乙烯塑料(PVC)制成的密闭室(内直径为25 cm, 高10 cm)、50 mL吸收瓶和高速真空泵组成。测定时, 在每个小区随机选取一个样点并将密闭室置于5 cm土壤中。通过预备试验确定每天上午9:00—11:00和下午14:30—16:30时段测定值的平均值可基本代表全天挥发速率平均值。施肥后每天测定直至各处理与空白之间的氨挥发速率(kg∙hm–2∙d–1)均无明显差异为止。通过每天氨挥发速率计算测定时期内的氨挥发累积损失(kg∙hm–2)。
1.4 样品采集与氮素测定 1.4.1 土壤样品采集与测定试验开始前在保护行内挖0~100 cm土壤剖面, 采用环刀法测定每20 cm土层的土壤容重, 并在试验小区内部按“S”形路线采集混合土样, 测定基础养分含量。在玉米和小麦收获后, 每个小区随机选取1个样点, 采集0~180 cm土层土样, 层间距20 cm, 测定土壤含水量和NO3–-N和NH4+-N含量。土壤含水量采用烘干法测定; 土壤NH4+-N和NO3–-N含量测定当天将土样混匀后过2 mm筛, 然后用1 mol∙L−1的KC1溶液浸提(水土比5:1), 流动分析仪(OI, 美国)测定。
1.4.2 植株样品采集与测定在玉米和小麦收获时, 每个小区随机采集1个2 m2 (2行, 2 m × 1 m)玉米样品和1 m2 (1 m × 1 m)小麦样品。风干脱粒, 小麦样品分籽粒和秸秆两部分称量其干重, 玉米样品分籽粒、玉米穗轴和秸秆3部分称量其干重, 然后以采样面积折算生物量。取部分小麦和玉米样品烘干、粉碎、混匀, 然后用浓H2SO4-H2O2消解, 采用凯氏定氮法测定植株样品的氮含量, 用于作物吸氮量计算。
1.5 数据计算与统计分析本研究在探讨农田土壤氮平衡的过程中将种子、前茬作物秸秆、沉降、灌溉所携入农田的氮均考虑在农田土壤氮输入中[24]。根据氮素输入-输出平衡原理, 氮肥利用率和氮平衡参数的计算方法[18-19]如下:
| $ \rm{玉米-小麦轮作周期0 \sim 100 cm土层土壤氮素除氨挥发损失外的其他形式损失量\\ (kg \cdot h{m^{ - 2}}) = 施氮量 + 玉米播种前0~100 cm土层土壤起始矿质氮(NO_{{3^ - }}^ - N和 \\ NH_{{4^ - }}^ + N之和) + 玉米 - 小麦轮作周期0 \sim 100 cm土层土壤氮素净矿化量(kg \cdot h{m^{ - 2}}) + \\ 种子氮+沉降氮+灌溉氮-收获作物携出氮量- 小麦 \\ 收获期0 \sim 100 cm土层土壤残留矿质氮-氨挥发损失量} $ | (1) |
| $ 氮素盈余(\rm{kg} \cdot h{m^{ - 2}}) = 玉米 -小麦轮作周期0 \sim 100 cm土层土壤氮素表观损失量+ \\ 小麦收获期0 \sim 100 cm土层土壤残留矿质氮 $ | (2) |
| $ 氮肥农学效率(\rm{kg} \cdot {\rm{k}}{{\rm{g}}^{ - 1}}) =(施氮区产量-对照区产量)/氮肥投入量 $ | (3) |
| $ 氮肥偏生产力(\rm{kg} \cdot {\rm{k}}{{\rm{g}}^{ - 1}}) = 施氮区籽粒产量/氮肥投入量 $ | (4) |
| $ 氮肥表观利用率{\rm{(\% ) = (}}施氮区吸氮量-对照区吸氮量)/氮肥投入量 \times 100 $ | (5) |
土壤剖面各土层矿质氮累积量(Nmin, kg∙hm–2)按照以下公式计算:
| $ {{\rm{N}}_{\min }} = d \times {P_{\rm{b}}} \times C \times 0.1 $ | (6) |
式中: d为土层厚度(20 cm), Pb为土壤容重(g∙cm−3), C为土壤硝态氮和铵态氮含量(NO3–-N和NH4+-N, mg∙kg−1), 0.1为单位换算系数。试验前测定0~100 cm深度土壤容重(20 cm一层)分别为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。
试验数据绘图和统计分析分别采用Excel 2010和DPS 7.05统计软件进行, 多重比较采用Duncan法, 差异显著性水平P=0.05。
2 结果与分析 2.1 施用猪场肥水对作物籽粒产量的影响与CK相比, 施用氮肥和猪场肥水均显著提高玉米籽粒产量(15.9%~54.1%)和小麦籽粒产量(3.9%~ 20.5%)。玉米和小麦籽粒产量均表现为CK < CK1 < CK2 < 25%WB < 50%WB < 50%WI < 25%WI。与CK1相比, 施用猪场肥水各处理玉米和小麦籽粒产量分别显著提高16.5%~33.0%和10.2%~16.0%, 而尿素注射施用处理玉米和小麦籽粒产量的增幅仅5.3%和2.0%。同时, 25%WB和50%WB与25%WI和50%WI之间均无显著性差异(表 2)。
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表 2 不同猪场肥水施用处理对玉米和小麦籽粒产量的影响 Table 2 Effects of different swine slurry application treatments on grain yields of maize and wheat |
与CK相比, 施用氮肥和猪场肥水亦可显著提高玉米和小麦地上部生物量产量, 其增幅分别为19.3%~55.1%和3.7%~17.5%(表 3)。与CK1相比, 25%WI和50%WI处理均可显著提高玉米地上部生物量产量, 其增幅分别为30.0%和29.9%; 25%WB、25%WI和50%WI处理均可显著提高小麦地上部生物量产量, 其增幅分别为8.2%、12.5%和13.3%;然而, 玉米和小麦地上部生物量产量在25%WB、50%WB、25%WI和50%WI之间无显著差异。
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表 3 不同猪场肥水施用处理对玉米和小麦地上部生物量的影响 Table 3 Effects of different swine slurry application treatments on shoot biomasses of maize and wheat |
与CK相比, 施用氮肥和猪场肥水均可显著提高作物籽粒和地上部氮素吸收量, 且玉米、小麦籽粒和地上部氮素吸收量的变化趋势一致, 均表现为猪场肥水注射施用 > 猪场肥水表施 > 尿素注射施用 > 尿素表施 > 不施肥对照(表 4)。其中, 25%WI处理玉米籽粒、地上部氮素吸收量和小麦籽粒、地上部氮素吸收量均最高, 与CK相比, 其增幅分别为72.6%、89.5%、25.3%和23.3%。
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表 4 不同猪场肥水施用处理对玉米和小麦氮素吸收和氮肥利用效率的影响 Table 4 Effects of different swine slurry application treatments on N uptake and utilization in a maize-wheat rotation succession |
在玉米和小麦生育期, 氮肥农学效率和氮肥偏生产力在各处理间变化趋势与玉米和小麦籽粒氮素吸收量大致相同(表 4)。在玉米生育期, 不同施肥处理氮肥农学效率为4.32~14.72 kg∙kg–1, 其中以25%WI处理氮肥农学效率最高, 其次为50%WI和50%WB, 且3个处理间无显著性差异; 同时, 25%WI和50%WI处理氮肥农学效率显著高于25%WB、CK1和CK2。氮肥偏生产力为31.54~41.95 kg∙kg–1, 与氮农学效率变化趋势相似, 25%WI处理最高, 其次为50%WI、50%WB和25%WB, 且四者之间无显著性差异; 同时25%WI和50%WI处理氮肥农学效率显著高于CK1和CK2, 而CK1、CK2、25%WB和50%WB处理之间无显著性差异。氮肥表观利用率为19.02%~48.57%, 与氮肥农学效率和氮肥偏生产力变化趋势一致, 25%WI处理最高, 其次为50%WI和50%WB, 且三者之间无显著性差异; 同时, 25%WI、50%WI和50%WB的氮肥表观利用率显著高于其余各处理。
小麦生育期, 不同施肥处理氮肥农学效率为1.22~6.37 kg∙kg–1, 其中以25%WI处理氮肥农学效率最高, 其次为50%WI, 且两个处理间无显著性差异; 25%WI处理氮肥农学效率显著高于其他处理。氮肥偏生产力为32.27~37.42 kg∙kg–1, 同样以25%WI最高, 50%WI次之, 且二者之间无显著差异; 25%WI处理氮肥偏生产力显著高于其他处理。氮肥表观利用率为6.85%~22.36%, 与氮肥农学效率和氮肥偏生产力变化趋势一致。总体而言, 25%WI和50%WI可获得最高的氮效率。
2.3 施用猪场肥水对土壤氨挥发的影响施用尿素和猪场肥水对玉米和小麦生育期土壤氨挥发速率的影响如图 1和图 2所示。在各测定时期, CK处理氨损失均保持较小的相对稳定状态。在玉米基肥期, 氨挥发峰值出现在施肥第1天, 且CK1处理下氨损失显著高于其他各施肥处理, 其增幅为29.9%~64.4%, 而50%WI处理氨挥发速率最小, 其值为1.14 kg(N)∙hm–2∙d–1(图 1A)。各处理在第1天的氨挥发对测定期内氨损失总量贡献率为26.1%~39.3%。随后, 各处理氨挥发速率逐渐降低, 直至第4天达到相对稳定状态[~0.5 kg(N)∙hm–2∙d–1], 然而第5天再次出现一个峰值[0.55~0.92 kg(N)∙hm–2∙d–1], 随后在第6天再次达到相对稳定状态[~0.3 kg(N)∙hm–2∙d–1]。与CK1相比, CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在施肥6 d内氨损失总量分别显著降低37.9%、34.8%、26.4%、38.6%和48.6%(表 5)。
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图 1 不同猪场肥水施用处理下玉米基肥期(A)和追肥期(B)的氨排放速率 Fig. 1 Temporal variation of NH3 volatilization after basal fertilization (A) and top-dressing (B) in maize growth period under different swine slurry application treatments 施肥后同天不同小写字母表示不同处理间差异显著(P < 0.05)。Different lowercase letters at the same day after fertilization indicate significant differences among treatments at P < 0.05. |
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图 2 不同猪场肥水施用处理下小麦基肥期(A)和追肥期(B)的氨排放速率 Fig. 2 Temporal variation of NH3 volatilization after basal fertilization (A) and top-dressing (B) in wheat growth period under different swine slurry application treatments 施肥后同天不同小写字母表示不同施肥处理间差异显著(P < 0.05)。Different lowercase letters at the same day after fertilization indicate significant differences among treatments at P < 0.05. |
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表 5 玉米、小麦基肥和追肥期不同猪场肥水施用处理对氨挥发及其排放因子的影响 Table 5 Amount of NH3 volatilization and the proportion of applied N lost as NH3 volatilization at basal fertilization and top-dressing stages in maize and wheat growth periods under different swine slurry application treatments |
在玉米追肥期, 氨挥发峰值同样出现在第1天, 且该天氨挥发对测定期内氨损失总量贡献率为58.2%~60.7%(图 1B)。随后, 各处理氨挥发速率逐渐降低, 直至第6天达到相对稳定状态[~0.3 kg(N)∙hm–2∙d–1]。在第3天和第4天, 25%WI和50%WI的氨挥发速率显著低于CK1, 其降幅分别为9.7%、13.5%(第3天)和13.5%、19.9%(第4天)。然而, 其他时间段各处理间均无显著性差异。就玉米基肥和追肥氨损失总量而言, 25%WI和50%WI较CK1可显著降低11.6%和16.6%, 且CK1、CK2、25%WB和50%WB之间无显著差异(表 5)。玉米基肥氨排放因子为1.46%~4.92%, 追肥氨排放因子为14.24%~14.65%。在玉米基肥和追肥氨排放总因子为7.85%~9.78%(表 5)。
在小麦基肥期, 氨挥发峰值出现在施肥第2天, 且CK1处理下氨损失高于其他各施肥处理, 增幅为5.9%~21.7%, 而50%WI处理氨挥发速率最小, 其值为2.76 kg(N)∙hm–2∙d–1(图 2A)。各处理在第2天的氨挥发对测定期内氨损失总量贡献率为28.8%~33.4%。随后, 各处理氨挥发速率逐渐降低, 直至第6天达到相对稳定状态[ < 0.5 kg(N)∙hm–2∙d–1]。与CK1相比, CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在施肥后6 d天内氨损失总量分别显著降低14.1%、20.6%、11.4%、16.2%和29.0%(表 5)。
在小麦追肥期, 氨挥发峰值同样出现在第2天, 且该天氨挥发对测定期内氨损失总量贡献率为32.8%~34.3%(图 2B)。随后, 各处理氨挥发速率逐渐降低, 且各处理间无显著差异, 直至第6天达到相对稳定状态[~0.5 kg(N)∙hm–2∙d–1]。就小麦基肥和追肥氨损失总量而言, 与CK1相比, CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在施肥后6 d天内氨损失总量分别显著降低9.7%、12.3%、7.4%、10.4%和16.7%(表 6)。小麦基肥氨排放因子为8.08%~11.91%, 追肥氨排放因子为7.96%~8.33%, 基肥和追肥氨排放总因子为8.20~10.12%(表 5)。
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表 6 不同猪场肥水施用处理下玉米-小麦轮作周期内土壤(0~100 cm)-作物系统氮素表观平衡 Table 6 Apparent N balance in soil (0-100 cm)-crop system in a maize-wheat cropping rotation succession under different swine slurry application treatments |
在玉米收获期, 随土壤深度增加, 土壤NO3–-N含量呈先降低后升高趋势, 且在40~60 cm土层达到最小值(图 3A)。由公式(6)计算可得, 与CK相比, CK1、CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在0~100 cm土壤剖面的硝态氮累积量显著增加15.9%、38.3%、64.4%、89.2%、72.0%和31.7%。
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图 3 不同猪场肥水施用处理下玉米(A)和小麦(B)收获后0~180 cm土壤剖面NO3–-N分布 Fig. 3 Soil NO3–-N contents in 0–180 cm at harvest seasons of maize (A) and wheat (B) under different swine slurry application treatments |
在小麦收获期, 随土壤深度的增加, 土壤NO3–-N呈现先升高后降低再升高的“S”型分布, 且在20~40 cm土层达到最大值, 在60~80 cm土层达最小值(图 3B)。由公式(6)计算可得, 与CK相比, CK1、CK2、25%WB、50%WB、25%WI和50%WI在0~100 cm土壤剖面的硝态氮累积量显著增加53.7%、74.5%、74.4%、93.7%、81.0%和69.8%。
2.5 猪场肥水施用下玉米-小麦轮作的土壤-作物系统氮素表观平衡玉米-小麦轮作周期内土壤(0~100 cm)-作物系统氮素投入和产出见表 6。系统氮素输入项包括肥料(包括尿素、猪场肥水)、作物种子、前茬还田秸秆、大气沉降、灌溉和试验起始0~100 cm土层矿质氮累积量(起始Nmin)等形式的外源氮。土壤氮素输出包括作物收获携出、试验后0~100 cm土层矿质氮残留(残留Nmin)、氨挥发损失和其他形式的氮素损失。秸秆氮输入量包括试验开始前农田前茬小麦还田秸秆所含的氮素和玉米收获后还田的玉米秸秆氮素。就氮输入而言, CK处理起始Nmin占氮总输入量的59.0%, 而其他处理起始Nmin占氮总输入量的24.2%~25.2%;尿素和猪场肥水施用处理肥料氮(尿素氮和肥水氮)占氮总输入量的51.5%~53.2% (表 6)。
就氮输出而言, 玉米和小麦两季作物累计氮素吸收量为303.1~460.0 kg∙hm–2, 且表现为CK < CK1 < CK2 < 25%WB < 50%WB < 50%WI < 25%WI。一个完整轮作周期结束时, 与CK相比, 施用尿素和猪场肥水处理的0~100 cm土体残留Nmin显著增加50.8%~ 87.9%, 50%WB的残留Nmin最高, 而与CK2、25%WB和25%WI无显著差异。
与CK相比, 施用尿素和猪场肥水可以显著增加玉米-小麦轮作周期内土壤氨挥发损失总量, 其增幅为4.9~6.1倍; 而与CK1相比, 其余各处理(除CK外)的土壤氨挥发损失总量均显著降低, 其降幅为6.2%~16.6%, 且50%WI降幅最大。CK处理其他形式氮损失为-129.9 kg(N)∙hm–2, 尿素和猪场肥水施用处理的其他形式氮损失为39.6~140.7 kg(N)∙hm–2, 其中CK1处理最大, 而50%WB处理最小, 且在25%WB、50%WB、25%WI和50%WI之间无显著性差异。就氮盈余而言, CK最小[32.3 kg(N)∙hm–2], CK1最大[423.3 kg(N)∙hm–2], 其次依次为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处理间无显著性差异。
3 讨论 3.1 施用猪场肥水对土壤氨挥发和NO3–-N淋溶的影响本研究在玉米、小麦季施用尿素和猪场肥水后的氨排放因子为1.46%~15.41%, 玉米和小麦季氨排放总因子分别为7.85%~9.78%和8.20%~10.12%, 这一结果与苏芳等[25]和董文旭等[26]在华北平原玉米-小麦轮作农田施用矿物氮肥后氨挥发损失率大致相当。在本研究中, 无论是玉米季还是小麦季, 尿素表施的氨排放均表现最高, 其次为尿素注射施用, 而猪场肥水施用处理可显著降低土壤氨挥发速率及其氨挥发损失量, 其中猪场肥水替代50%尿素氮注射施用在玉米和小麦基肥期的氨排放因子仅为1.46%和8.08%, 远低于尿素表施和尿素注射施用, 然而, 猪场肥水氮素不同替代率施用处理间无显著差异。究其原因, 主要是尿素和猪场肥水施入土壤后发生的反应有所不同[27]:施入土壤后的尿素在脲酶作用下很快水解成NH4HCO3, 进而转化为NH4+-N, 从而为氨挥发提供较多的底物, 加大氨损失; 然而, 猪场肥水中活性有机物质促进土壤对肥水NH4+的吸附固定, 在一定程度上降低氨挥发; 同时, 肥水注射处理将肥水施入到表层土壤(5~10 cm)中, 能够隔绝肥水与空气的接触, 进一步增加土壤对NH4+的吸附固定[28]; 另外, 在硝化细菌的作用下, 施入土壤的猪场肥水氮将会转化成NO3–-N, 从而有效降低氨挥发的发生[29]。然而, 也有研究表明向农田土壤直接施用畜禽肥水能够提高氨挥发速率, 其原因可能为:畜禽肥水中含有丰富NH4+-N, 且施用的农田土壤pH呈碱性, 在适宜的环境条件下肥水NH4+-N很容易排放到大气中[30]; 同时, 畜禽肥水含有丰富活性碳源, 能够激发表层土壤微生物活性, 促进土壤有机氮向简单氮化合物的转化, 进而通过脱氨基作用转化为NH3释放到大气中[31]。本研究中, 除了小麦基肥期25%WB处理氨挥发量显著低于25%WI外, 无论玉米基肥期, 还是小麦基肥期, 等N替代猪场肥水表施氨挥发量均高于猪场肥水注射施用, 且50%WI处理氨挥发量均显著低于其他各施肥处理。因此, 在华北平原夏玉米-冬小麦一年两熟轮作区, 畜禽肥水施用过程中应避免直接撒施, 最好将肥水注射到表层土壤(5~10 cm)中, 降低土壤氨挥发损失。
在玉米-小麦轮作农田土壤中, 土壤NO3–-N是作物吸收利用的主要氮素形态, 其在土壤剖面上的分布受施氮量、灌溉和降水等因素影响[24]。研究表明, 长期过量施氮导致NO3–-N在土壤中累积, 且随着施氮量的增加而显著增加, 严重威胁地下水的安全[32]。在本研究中, 尿素或猪场肥水表施或注射(5~10 cm)施用导致NO3–-N集中在0~20 cm土层, 而富集在表层的NO3–-N在灌溉或降水等作用下均可向深层土壤迁移, 从而产生以下现象:随土壤的加深(主要80 cm以下), 土壤NO3–-N含量逐渐升高; 然而, 猪场肥水氮素不同替代率施用处理间无明显差异。玉米和小麦收获后NO3–-N在土壤剖面的分布趋势并未保持一致, 其原因可能是在玉米生长中后期, 试验所在地降水量过大, 大量NO3–-N被淋溶到深层土壤, 而小麦生长中后期降水量低, 大量NO3–-N保留在60 cm土层以上土壤中。同时, 该试验区常年耕作深度 < 30 cm, 导致30~60 cm土层出现坚硬的犁底层, 从而导致玉米生长所需氮主要取决于60 cm以上土层。猪场肥水所含的大量有机、无机物质能够有效协调土壤氮素供应从而降低氮素淋失; 同时猪场肥水中水、氮耦合, 能够对土壤氮残留和淋失起到相互促进或制约的影响[33]。在本研究中, 在玉米和小麦收获后, 猪场肥水施用处理的土壤NO3–-N残留量均在一定程度上高于尿素施用处理, 这与杨军等[33]和杜会英等[34]研究结果一致。土壤胶体对NO3–-N吸附能力比较弱, 过量施氮导致大量NO3–-N累积在土壤剖面, 并在不合理灌溉或暴雨作用下向下淋溶。杜会英等[34]发现, 在玉米-小麦轮作体系中, 20 kg(N)∙hm–2的畜禽肥水氮投入导致80~100 cm土层积累大量NO3–-N(~18 kg∙hm–2)。而本研究玉米-小麦轮作周期总施氮量远高于320 kg(N)∙hm–2, 因此, 在该体系下420 kg(N)∙hm–2的氮投入量存在较大的环境风险。
3.2 施用猪场肥水对作物产量、氮素利用率和氮素表观平衡的影响猪场肥水中含有丰富的水溶性有机质和氮、磷、钾等活性养分, 能够被土壤微生物直接吸收利用, 利于后茬作物根际土壤微生物活性的提高和土壤氮、磷和钾等养分的有效形态转化; 同时, 土壤微生物能够将作物来不及吸收利用的部分养分转化成有机形态, 当作物对养分需求增加时, 土壤微生物便能够将其所固定的养分释放出来, 以供作物生长所需, 进而利于作物对养分的吸收及其产量的提高[34-37]。猪场肥水施用的同时, 向农田土壤输入大量水资源, 既节省水资源, 又利于种子的发芽和出苗。本研究表明, 与尿素施用处理相比, 猪场肥水施用处理, 特别是25%WI, 能够显著提高玉米和小麦籽粒产量。Martínez等[36]研究也表明随着猪场废水灌溉量的增加, 玉米产量逐渐增加, 且当猪场废水灌溉氮带入量为200 kg(N)∙hm–2时, 玉米产量最高; 杜会英等[7]也发现, 牛场肥水灌溉氮带入量为240 kg(N)∙hm–2时, 小麦产量最高。本研究中, 与尿素施用处理相比, 猪场肥水施用处理也能提高作物对氮的吸收利用。陶晓婷等[6]研究发现, 施用猪场肥水灌溉能够有效提高小麦与氮素供应水平密切相关的叶片SAPD值和植株含氮量。因此, 向农田施用猪场肥水能够在一定程度上提高作物产量、促进氮素利用。
氮肥农学效率、氮肥偏生产力和氮肥表观利用率是衡量氮素效率的常用指标, 从不同方面描述作物对氮素的吸收利用[38]。Dobermann[38]认为粮食作物氮肥农学效率为10~30 kg∙kg–1、氮肥偏生产力为40~70 kg∙kg–1和氮肥表观利用率为30%~50%较为适宜。在本研究中, 25%WI和50%WI处理的夏玉米生育期氮肥农学效率、氮肥偏生产力和氮肥表观利用率介于上述适宜范围内, 而其余各处理均低于以上范围(除50%WB处理的氮肥农学效率和氮肥表观利用率), 说明在玉米生育期180 kg∙hm–2的施氮量下, 猪场肥水替代25%和50%尿素氮注射施用能够获得较好的养分效率; 然而, 在小麦生育期氮肥农学效率、氮肥偏生产力和氮肥表观利用效率均低于上述适宜范围, 因此, 在小麦生育期240 kg∙hm–2的施氮量下, 无论采用何种施肥措施, 都不能取得较好的养分效率, 尽管猪场肥水替代25%N和50%N尿素氮注射施用的氮肥农学效率、氮肥偏生产力和氮肥表观利用率明显高于其他处理。猪场肥水注射施用之所以能够较其他施肥措施提高作物氮素利用率, 是因为注射技术将肥水施入到5~10 cm土层, 能够最大程度降低土壤氨挥发等氮损失, 进而为作物提供生长必需的水分和养分, 利于作物的发芽和前期生长。张福锁等[39]报道中国玉米平均施氮量为162 kg∙hm–2, 产量、氮肥农学效率、氮肥偏生产力和氮肥表观利用效率分别为7.05 Mg∙hm–2、9.8 kg∙kg–1和51.6 kg∙kg–1和26.1%;小麦平均施氮量为169 kg∙hm–2, 而产量、氮肥农学效率和氮肥偏生产力分别为5.72 Mg∙hm–2、8.0 kg∙kg–1、43.0 kg∙kg–1和28.2%。在本研究中, 玉米生育期各施肥处理的玉米籽粒产量均高于7.05 Mg∙hm–2, 25%WB、50%WB、25%WI和50%WI的氮肥农学效率高于9.8 kg∙kg–1, 氮肥表观利用率高于26.1%, 然而, 各处理的氮肥偏生产力均低于51.6 kg∙kg–1, 小麦生育期各施肥处理的小麦籽粒产量均高于5.72 Mg∙hm–2, 而各处理的氮肥农学效率均低于8.0 kg∙kg–1, 氮肥偏生产力低于43.0 kg∙kg–1, 而氮肥表观利用率亦低于28.2%。其原因可能有以下两点:第一, 施氮量过高(玉米和小麦生育期分别为240 kg∙hm–2和180 kg∙hm–2); 第二, 试验开始前土壤矿质氮累积量过高(197.8 kg∙hm–2), 导致不施肥对照区作物生物量和氮素携出量过高。因此, 在该区玉米-小麦轮作生产中, 无论采取直接施用尿素, 还是施用猪场肥水, 都应适当降低氮素投入量; 同时在施氮量一致的情况下, 采用猪场肥水替代尿素注射施用能够获得较高的氮素利用效率。
分析农田土壤-作物系统氮素平衡状况, 既能掌握作物对氮素施用的响应, 又能了解土壤氮素盈余状况及肥料氮的去向, 进而为指导农业生产提供理论依据。有研究表明, 土壤矿质氮的作物有效性随着土壤深度的增加而逐渐降低, 且0~100 cm土体中的矿质氮能够被玉米和小麦根系直接吸收利用, 而100 cm土层以下矿质氮难以被作物吸收利用, 最终只能通过淋失进入地下水, 或通过深层反硝化作用脱氮[40]。因此, 本研究采取0~100 cm土体作为计算对象, 对玉米-小麦一年两熟轮作体系农田土壤-作物系统的氮素平衡进行分析。对照处理氮盈余最低, 且氨挥发损失之外其他形式氮损失小于0。石德杨等[41]在土壤高残留氮条件下夏玉米生育期矿化氮可达184 kg(N)∙hm–2。因此, 本研究中, CK处理其他形式氮损失量可能为土壤有机氮矿化所致。在本研究尿素和猪场肥水施用各处理中, 25%WI处理的作物氮素吸收量最高, 氮盈余最低, 然而0~100 cm土体残留矿质氮累积量仍维持在较高水平, 同时, 50%WI处理的作物籽粒产量、氮素吸收量和氮盈余均与25%WI无显著差异, 表明猪场肥水替代25%和50%尿素氮注射施用利于作物生长和土壤氮素平衡的维持。由于本研究结果仅为1年的田间试验结果, 对猪场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进一步验证。
另外, 在灌溉条件不完善的条件下, 向农田注射施用猪场肥水能够为种子发芽提供必须的水分和养分, 特别是玉米播种期。此外, 采用猪场肥水替代尿素氮施用, 既能降低生产成本, 提高经济效益, 又能为规模化生猪养殖场解决废水问题, 进而利于农牧的协调发展, 因此, 在不降低土壤质量的前提下, 综合作物产量、土壤(0~100 cm)-作物系统氮素表观平衡, 猪场肥水替代25%和50%尿素氮注射施用是华北平原猪场肥水施用的最佳施用方式。
4 结论与不施肥处理相比, 施用尿素和猪场肥水均可显著提高玉米、小麦产量和籽粒氮吸收量, 且猪场肥水替代25%和50%尿素氮注射施用的增幅显著高于其他处理。与尿素表施相比, 尿素注射施用、肥水表施和注射施用在玉米和小麦基肥期的土壤氨损失总量均可显著降低, 且猪场肥水替代50%尿素氮注射施用降幅最大; 相反, 农学利用效率、氮肥偏生产力和氮肥表观利用率显著提高, 且表现为肥水注射施用 > 肥水表施 > 尿素注射施用 > 尿素表施, 而猪场肥水替代25%和50%尿素氮注射施用之间无显著差异。在玉米-小麦轮作周期内土壤(0~100 cm)-作物系统中, 与尿素表施相比, 尿素注射施用和猪场肥水施用, 特别是猪场肥水替代25%和50%尿素氮注射施用能够显著降低系统氮损失和氮盈余。因此, 在华北平原玉米-小麦高度集约化轮作区, 猪场肥水最佳施用方式为替代25%和50%尿素氮注射施用。
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