杜臻杰 齊學(xué)斌 李 平 黃仲冬 高 青 胡艷玲

(1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)田灌溉研究所， 新鄉(xiāng) 453003； 2.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院河南新鄉(xiāng)農(nóng)業(yè)水土環(huán)境野外科學(xué)觀測(cè)試驗(yàn)站, 新鄉(xiāng) 453003；3.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)水資源安全高效利用重點(diǎn)開(kāi)放實(shí)驗(yàn)室， 新鄉(xiāng) 453003)

豬場(chǎng)廢水灌溉對(duì)土壤氮素時(shí)空變化與氮平衡的影響

杜臻杰1,2齊學(xué)斌1,2李 平1,3黃仲冬1,3高 青1胡艷玲1

(1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)田灌溉研究所， 新鄉(xiāng) 453003； 2.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院河南新鄉(xiāng)農(nóng)業(yè)水土環(huán)境野外科學(xué)觀測(cè)試驗(yàn)站, 新鄉(xiāng) 453003；3.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)水資源安全高效利用重點(diǎn)開(kāi)放實(shí)驗(yàn)室， 新鄉(xiāng) 453003)

利用地中滲透儀測(cè)坑開(kāi)展了田間灌溉試驗(yàn)，研究了豬場(chǎng)廢水和等氮投入清水處理土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量在時(shí)間、剖面上的變化規(guī)律，根據(jù)氮平衡原理對(duì)不同處理氮輸入和氮輸出項(xiàng)進(jìn)行對(duì)比分析，估算了不同處理的氮礦化量。結(jié)果表明：各處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量在時(shí)間上的變化規(guī)律基本一致，表現(xiàn)為追肥期出現(xiàn)峰值，隨后下降的趨勢(shì)；土壤銨態(tài)氮含量隨土層深度的增加而迅速下降，土壤硝態(tài)氮含量隨土層深度的增加變化規(guī)律不明顯，且易淋移至下層土壤并累積。PWH(豬場(chǎng)廢水高氮)處理土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量在追肥期出現(xiàn)峰值后下降的幅度較慢，而CKH(清水高氮)處理下降的幅度較快。豬場(chǎng)廢水高氮處理PWH作物吸氮量及氮礦化量比等氮清水處理CKH分別高6.91%和21.29%，表明該處理有利于土壤有機(jī)氮的礦化,但同時(shí)硝態(tài)氮深層淋溶量也較大，比CKH 高出11.82%。

豬場(chǎng)廢水； 灌溉； 銨態(tài)氮； 硝態(tài)氮； 氮平衡； 氮礦化

引言

水是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及作物生長(zhǎng)極為重要的限制因素[1]，我國(guó)水資源時(shí)空分布不均，而且隨著經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，工業(yè)耗水量激增，使得農(nóng)業(yè)用水緊缺問(wèn)題日趨嚴(yán)重，許多地區(qū)只能利用污水或超采地下水來(lái)進(jìn)行灌溉[2-3]。其中，污水再生利用方面的研究成為廣大學(xué)者關(guān)注的熱點(diǎn)[4-6]。

養(yǎng)殖廢水作為替代性水源，一方面，由于含有較高濃度的氮素[7]和豐富的營(yíng)養(yǎng)成分，用于灌溉能夠?yàn)橹参锷L(zhǎng)提供重要的養(yǎng)分，提高土壤肥力和生產(chǎn)力水平[8]；另一方面，如果不經(jīng)過(guò)處理直接進(jìn)行農(nóng)田灌溉，也會(huì)導(dǎo)致土壤氮素深層淋失及污染物的輸入，給土壤-作物-地下水系統(tǒng)帶來(lái)威脅，污染環(huán)境。國(guó)內(nèi)外關(guān)于養(yǎng)殖廢水資源化利用方面的研究主要集中在養(yǎng)殖廢水灌溉對(duì)作物生長(zhǎng)和品質(zhì)的影響[9]、對(duì)土壤養(yǎng)分含量和重金屬、有機(jī)污染物負(fù)荷的影響[10-13]、對(duì)土壤微生態(tài)環(huán)境的影響[14-15]等方面。

氮素是極為重要的生命元素，植物需要的氮有50%～80%來(lái)自于土壤。但是，土壤中的氮素大部分以有機(jī)態(tài)形式存在，而植物能夠吸收利用的是礦質(zhì)態(tài)氮和少量水溶性有機(jī)氮[16]。其他有機(jī)氮只有在土壤動(dòng)物和微生物的作用下轉(zhuǎn)化為礦質(zhì)態(tài)氮才能被植物吸收利用，這一過(guò)程稱(chēng)為土壤氮的礦化，能夠反映土壤的供氮能力。研究表明[17-18]，利用城市再生水灌溉可以促進(jìn)表層土壤微生物數(shù)量的增加及其生物活性的提高，促進(jìn)土壤有機(jī)氮素的釋放。筆者前期研究也表明，豬場(chǎng)廢水相比城市再生水，氮磷含量高，營(yíng)養(yǎng)元素豐富，用來(lái)灌溉會(huì)改變土壤微生態(tài)環(huán)境，進(jìn)而影響土壤氮庫(kù)的轉(zhuǎn)化[19]。然而，目前針對(duì)豬場(chǎng)廢水灌溉條件下土壤氮素的時(shí)空變化及礦化特征的研究極少，且氮礦化方面的研究主要以室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)為主。鑒于此，本文選擇華北平原典型潮土為研究對(duì)象，利用地中滲透儀的測(cè)坑平臺(tái)，研究田間狀況下豬場(chǎng)廢水灌溉土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量在時(shí)間、空間上的變化特征，探討豬場(chǎng)廢水與等氮投入的清水對(duì)照處理相比土壤氮輸入及輸出項(xiàng)的差異特征，通過(guò)氮平衡公式，計(jì)算田間狀態(tài)下各處理的氮礦化量，以期為安全高效利用豬場(chǎng)廢水、提高氮素利用效率及防止面源污染提供科學(xué)依據(jù)，也為推進(jìn)化肥減量提效及實(shí)現(xiàn)2020年零增長(zhǎng)目標(biāo)提供理論指導(dǎo)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

田間試驗(yàn)在中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院河南新鄉(xiāng)農(nóng)業(yè)水土環(huán)境野外科學(xué)觀測(cè)試驗(yàn)站地中滲透儀的測(cè)坑內(nèi)進(jìn)行，該地區(qū)地理位置為北緯35°19′、東經(jīng)113°53′，海拔高度73.2 m，多年平均氣溫14.1℃，無(wú)霜期210 d，日照時(shí)數(shù)2 398.8 h，多年平均降水量588.8 mm(豐水年與枯水年可相差3～4 倍)，7—9月份降水量占全年降水量的70%左右，多年平均蒸發(fā)量2 000 mm。田間試驗(yàn)為夏玉米、冬小麥輪作體系，試驗(yàn)自2013年開(kāi)始至2015年收獲(冬小麥于每年的2013年10月份播種，次年6月份收獲，夏玉米為每年6月份播種，當(dāng)年10月份收獲)。試驗(yàn)前，以整個(gè)試驗(yàn)地為對(duì)象，按五點(diǎn)混合法分別采集0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm 4層土樣，對(duì)供試土壤的基本理化性狀進(jìn)行測(cè)定(表1)。本文數(shù)據(jù)來(lái)源于2014年10月—2015年6月的冬小麥季試驗(yàn)(品種為豫麥18，2014年10月10日播種，2015年6月15日收獲)。豬場(chǎng)廢水取自新鄉(xiāng)市盛達(dá)牧業(yè)有限公司，公司建有大型微生物厭氧發(fā)酵處理系統(tǒng)，試驗(yàn)用水為豬場(chǎng)原水發(fā)酵后的產(chǎn)物，相比清水，其氨氮、COD及全磷等養(yǎng)分含量較高，能夠?yàn)樽魑锾峁┍匾酿B(yǎng)分元素。廢水pH值偏低，礦化度較高(表2)，廢水中抗生素以四環(huán)素(0.36～0.40 μg/L)、土霉素(2.93～3.38 μg/L)及金霉素(3.86～4.07 μg/L)為主，Cd(0.011～0.014 mg/L)、Pb(0.018～0.071 mg/L)含量較低。灌溉前與清水按比例進(jìn)行混合稀釋。

試驗(yàn)設(shè)計(jì)2種灌溉水質(zhì)(經(jīng)過(guò)處理的豬場(chǎng)廢水和清水)，豬場(chǎng)廢水設(shè)置2種濃度PWH(原液稀釋1/5)、PWL(原液稀釋1/10)；每次灌水時(shí)，清水對(duì)照處理對(duì)應(yīng)追施與豬場(chǎng)廢水等氮量的氮肥CKH、CKL；灌水制度參照表3，即灌水方式為畦灌，灌水定額900 m3/hm2，廢水灌溉時(shí)期選擇：返青水(3月8日)、拔節(jié)-抽穗水(4月15日)。底肥參照當(dāng)?shù)剞r(nóng)民習(xí)慣，氮肥在播前施入75 kg/hm2(以純氮計(jì))，高氮組施氮量共計(jì)291 kg/hm2，低氮組施氮量共計(jì)183 kg/hm2；磷、鉀肥為磷酸二氫鉀作為底肥一次性施入150 kg/hm2(P2O578 kg/hm2、K2O 51 kg/hm2)。其余田間管理按一般高產(chǎn)田進(jìn)行。本試驗(yàn)共設(shè)4個(gè)處理，每個(gè)處理重復(fù)3次，共12個(gè)處理。試驗(yàn)設(shè)計(jì)見(jiàn)表3，土壤基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。2013—2015年試驗(yàn)區(qū)降水量見(jiàn)圖1。

表1 試驗(yàn)前土壤基本理化性質(zhì)Tab.1 Basic properties of soil before test

表2 灌溉用水水質(zhì)成分Tab.2 Composition of irrigation water

表3 冬小麥試驗(yàn)設(shè)計(jì)Tab.3 Experiment design of winter wheat

注：PW為Piggery wastewater縮寫(xiě),CK為清水對(duì)照；H表示高氮處理，L表示低氮處理。

圖1 試驗(yàn)期間(2013—2015年)月降水量Fig.1 Monthly precipitation amount during experiment period of 2013—2015

1.2 試驗(yàn)方法

冬小麥生育期間，分別在2015年3月8日(返青—拔節(jié)期、第1次灌水追肥日)、3月10日(拔節(jié)期)、3月15日(拔節(jié)期)、4月6日(拔節(jié)期)、4月15日(拔節(jié)—抽穗期、第二次灌水追肥日)、4月20日(拔節(jié)—抽穗期)、5月8日(抽穗—揚(yáng)花期)、5月19日(灌漿期)及6月10日(收獲)按小區(qū)采集0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm 4層土樣，測(cè)定土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量。

6月10日(小麥?zhǔn)斋@日)，利用地中滲透儀在測(cè)坑中不同埋深(1.0～5.3 m)的土壤溶液收集裝置土壤溶液監(jiān)測(cè)1 m以下土層硝態(tài)氮的累積量。植株樣品干燥后稱(chēng)量計(jì)算地上部干物質(zhì)質(zhì)量，粉碎過(guò)篩后用常規(guī)方法(凱氏法消煮-蒸餾定氮)測(cè)定植株含氮量，進(jìn)而計(jì)算植物吸氮量。

土壤容重的測(cè)定：環(huán)刀法；土壤含水率測(cè)定：負(fù)壓計(jì)和烘干法；土壤質(zhì)地測(cè)定：吸管法(國(guó)際單位制標(biāo)準(zhǔn))；土壤pH值測(cè)定：pH計(jì)電位法(PHBJ-260型便攜式pH計(jì)，上海雷磁，0.01級(jí))；土壤有機(jī)質(zhì)測(cè)定：重鉻酸鉀外加熱法；土壤全氮、全磷的測(cè)定：連續(xù)流動(dòng)分析儀法(Auto Analyzer 3型，德國(guó)BRAN LUEBBE，靈敏度0.001 AUFS)。水中pH值的測(cè)定：玻璃電極法(GB/T 6920—1986)；化學(xué)需氧量的測(cè)定：重鉻酸鹽法 (GB/T 11914—1989)；總氮的測(cè)定：堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法(GB/T 11894—1989)；銨的測(cè)定：納氏試劑比色法(GB/T 7479—1987)，硝酸鹽氮的測(cè)定紫外分光光度法(HJ/T 346—2007)；總磷的測(cè)定鉬酸銨分光光度法 (GB/T 11893—1989)。鉛、鎘等重金屬的測(cè)定：原子吸收分光光度法；四環(huán)素、土霉素、金霉素等抗生素采用超高效液相色譜/串聯(lián)質(zhì)譜(UPLC-MS/MS) 進(jìn)行分析。

1.3 氮礦化量的計(jì)算

本試驗(yàn)條件下，各處理土壤氮礦化量[20-21]根據(jù)氮平衡公式推算

Nm=Nc+Na+Nl-Nf-Ni

(1)

式中Nm——氮礦化量Nc——收獲后作物吸氮量Na——土壤淺層(0～80 cm)礦質(zhì)氮累積量Nl——土壤深層(80～530 cm)礦質(zhì)氮累積量Nf——施入氮肥量(化肥、有機(jī)肥)Ni——測(cè)坑中土壤初始無(wú)機(jī)氮量(0～530 cm)

土壤剖面中各土層礦質(zhì)氮(硝態(tài)氮或銨態(tài)氮)累積量(Nmin，kg/hm2)計(jì)算式為

Nmin=0.1dPbC

(2)

式中d——土層厚度，cmPb——土壤容重，g/cm3C——某土層中礦質(zhì)氮含量，mg/kg

0～80 cm累積量按20 cm的平均礦質(zhì)氮含量計(jì)算，80～530 cm按50 cm平均礦質(zhì)氮含量計(jì)算。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)用Excel 2007和SPSS 17.0進(jìn)行分析處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理下土壤氮素時(shí)空變化特征

2.1.1 土壤銨態(tài)氮含量在冬小麥生育期內(nèi)的動(dòng)態(tài)變化

圖2 2015年不同時(shí)期各處理土壤銨態(tài)氮在剖面上的變化Fig.2 Changes of -N content in soil profile of each treatment at different growth stages in 2015

不同處理相同土層銨態(tài)氮含量(質(zhì)量比)隨時(shí)間變化規(guī)律基本一致(圖2)。各處理 0～20 cm、20～40 cm土層銨態(tài)氮含量均在3月10日、4月16日出現(xiàn)2個(gè)波峰，這是由于3月8日、4月15日為灌水追肥日。整個(gè)生育期內(nèi)，各處理0～20 cm、20～40 cm土層銨態(tài)氮含量以?xún)刹ǚ鍨轫旤c(diǎn)，呈M型的趨勢(shì)分布，5月8日即灌漿期后，銨態(tài)氮下降平緩并維持在10 mg/kg以下，這可能是由于2015年5月份降水量相對(duì)較小(圖1)，旱地土壤環(huán)境土壤硝化作用強(qiáng)烈，使銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮所致。豬場(chǎng)廢水高氮處理PWH 0～20 cm土壤銨態(tài)氮含量在2.36～119.73 mg/kg之間，清水高氮處理CKH土壤銨態(tài)氮含量在1.03～125.36 mg/kg之間，豬場(chǎng)沼液低氮處理PWL銨態(tài)氮含量在1.53～63.95 mg/kg之間，清水低氮處理CKL銨態(tài)氮含量在0.07～68.32 mg/kg之間。豬場(chǎng)廢水處理組相比清水處理組，0～20 cm、20～40 cm土層銨態(tài)氮含量出現(xiàn)峰值后隨時(shí)間下降幅度較為平緩，后者出現(xiàn)峰值后隨時(shí)間下降幅度較為陡急。這是由于豬場(chǎng)廢水處理有利于土壤有機(jī)氮礦化所致(表1)，因?yàn)閰捬醢l(fā)酵后的豬場(chǎng)廢水中含有氨氮、氨基酸等高濃度氮素(表2)，加上隨廢水施入土壤中的沼渣還含有大量有機(jī)質(zhì)和腐殖酸，這些官能團(tuán)能夠使土壤膠體固持銨態(tài)氮的能力增強(qiáng)，而且氮源和碳源的增加為土壤微生物提供了必要的養(yǎng)分和能量，進(jìn)而促進(jìn)土壤有機(jī)氮的釋放，提高土壤礦質(zhì)氮的含量[19]。

相同處理土壤銨態(tài)氮含量均隨土層深度的增加而減小。相比而言，豬場(chǎng)廢水處理從0～20 cm至20～40 cm土層銨態(tài)氮下降幅度較小，清水對(duì)照處理銨態(tài)氮下降幅度較大。各處理從20～40 cm至40～60 cm土層土壤銨態(tài)氮含量開(kāi)始急劇下降，尤其是4月16日豬場(chǎng)廢水高氮處理20～40 cm至40～60 cm土層銨態(tài)氮含量降幅達(dá)91.01%。這是由于銨態(tài)氮攜帶正電荷，極易被帶負(fù)電荷的土壤膠體吸附固持，向下淋移能力較弱。

2.1.2 土壤硝態(tài)氮含量在冬小麥生育期內(nèi)的動(dòng)態(tài)變化

不同處理相同土層硝態(tài)氮隨時(shí)間變化規(guī)律比較相似(圖3)。各處理 0～20 cm、20～40 cm土層硝態(tài)氮含量在3月10日、4月16日左右出現(xiàn)2個(gè)波峰，這同樣是由于3月8日、4月15日為灌水追肥日所致。整個(gè)生育期內(nèi)，各處理0～20 cm土層硝態(tài)氮含量以?xún)刹ǚ鍨轫旤c(diǎn)，呈不規(guī)則的 M 型趨勢(shì)分布，5月8日即灌漿期后，硝態(tài)氮含量變化逐漸平緩，基本維持在10～30 mg/kg范圍內(nèi)。不同處理20 cm以下土層的硝態(tài)氮含量隨時(shí)間變化規(guī)律不明顯，波動(dòng)性較強(qiáng)，如圖3所示豬場(chǎng)廢水高氮處理PWH 40～60 cm土層出現(xiàn)多次波峰，本試驗(yàn)條件下，豬場(chǎng)廢水中高濃度的氮素、腐殖酸及其他礦質(zhì)養(yǎng)料為微生物生長(zhǎng)和繁殖提供了豐富的營(yíng)養(yǎng)來(lái)源，有利于土壤中微生物的生長(zhǎng)，土壤酶活性升高[18]，進(jìn)而激發(fā)土壤有機(jī)氮庫(kù)釋放礦質(zhì)氮，而在旱地土壤大部分銨態(tài)氮都會(huì)最終轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，隨著灌溉和降水淋移到下層土壤(表4), 故PWH處理下層土壤硝態(tài)氮含量隨時(shí)間延長(zhǎng)會(huì)出現(xiàn)多次波峰。各處理0～20 cm土層硝態(tài)氮含量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)一致。均在施肥期出現(xiàn)波峰后下降，豬場(chǎng)廢水處理相比等氮投入的淡水處理，硝態(tài)氮含量出現(xiàn)波峰后下降的坡度較為平緩。而且6月10日冬小麥?zhǔn)斋@后廢水處理組土壤硝態(tài)氮?dú)埩袅恳哂谇逅畬?duì)照處理，增加了淋溶風(fēng)險(xiǎn)，這可能是由于豬場(chǎng)廢水處理能夠礦化更多的土壤有機(jī)氮所致(表4)。豬場(chǎng)廢水高氮處理0～20 cm土壤硝態(tài)氮含量在17.30 ～176.06 mg/kg之間，清水對(duì)照高氮處理0～20 cm土壤硝態(tài)氮含量在11.94～184.15 mg/kg之間，豬場(chǎng)沼液低氮處理土壤硝態(tài)氮含量在14.26～61.95 mg/kg之間，清水低氮處理硝態(tài)氮含量在9.65～71.26 mg/kg之間。

各處理土壤硝態(tài)氮含量隨土層深度變化的規(guī)律較為復(fù)雜。在2015年5月份之前，各處理土壤硝態(tài)氮含量隨土層深度加大呈下降的趨勢(shì)。相比清水對(duì)照處理，豬場(chǎng)廢水處理土壤硝態(tài)氮含量下降幅度相對(duì)較小，這是由于該時(shí)間段為追肥期(3月10日、4月16日)，且降水量較小，硝態(tài)氮向下淋移速度相對(duì)緩慢。此外，豬場(chǎng)廢水所攜帶的腐殖酸含有羥基、羧基等親水基團(tuán)，會(huì)使土壤親水能力增強(qiáng)[19]，而在一定程度上減緩?fù)寥老鯌B(tài)氮向深層淋失。2015年5月份以后，各處理(尤其是清水對(duì)照處理CKH、CKL)土壤硝態(tài)氮含量隨土層深度增加呈逐漸上升的趨勢(shì)。如圖3所示，5月8日豬場(chǎng)廢水高氮處理土壤硝態(tài)氮含量由大到小表現(xiàn)為：40～60 cm、0～20 cm、60～80 cm、20～40 cm土層。6月10日清水對(duì)照處理CKH、CKL土壤硝態(tài)氮含量由大到小表現(xiàn)為：60～80 cm、20～40 cm、40～60 cm、0～20 cm土層，這是由于2015年5—6月降水量增大，而硝態(tài)氮本身帶負(fù)電荷不易被土壤膠體吸附，便隨著降水向下淋移累積，因此，在高氮肥料的處理?xiàng)l件下，應(yīng)注重水肥的合理運(yùn)籌，遵循作物的需氮節(jié)律，以免造成氮素的損失甚至地下水的面源污染。

圖3 2015年不同時(shí)期各處理土壤硝態(tài)氮在剖面上的變化Fig.3 Changes of -N content in soil profile of each treatment at different growth stages in 2015

處理施氮量(0～20cm)播前初始氮含量(0～530cm)收獲作物吸氮量氮?dú)埩衾鄯e量(0～80cm)硝態(tài)氮深層淋失量(80～530cm)氮礦化量PWH291218.35±10.52a269.57±10.28a240.66±11.58b163.85±9.17a164.73±14.37aCKH291221.65±11.07a252.14±9.43b249.79±17.91a146.53±11.36b135.81±10.16bPWL183214.91±12.18a212.46±7.36c196.02±13.14c78.74±7.06c89.31±9.04cCKL183204.95±12.36a223.28±15.16c196.36±9.17c66.41±6.37d98.09±11.12c

注：同列數(shù)值后不同小寫(xiě)字母表示處理間差異性顯著(LSD法，P<0.05)。

2.2 不同處理對(duì)土壤氮平衡及氮礦化量的影響

農(nóng)田系統(tǒng)中氮輸入量與氮輸出量是相等的。氮輸入量包括施入氮肥、土壤無(wú)機(jī)氮和氮礦化3 項(xiàng)，而氮輸出量包括作物吸收、殘留無(wú)機(jī)氮和氮表觀損失3項(xiàng)[20]。北方旱地土壤硝化作用較強(qiáng)，氮表觀損失主要來(lái)自硝態(tài)氮的深層淋失，氮排放損失量所占比例很低。吳得峰等[22]和郝小雨等[23]通過(guò)北方旱作土壤氧化亞氮和氨揮發(fā)的試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，黃土高原農(nóng)田氧化亞氮年均量排放量在0.089～2.016 kg/hm2之間，華北平原有機(jī)無(wú)機(jī)肥料配施處理潮土氨揮發(fā)周年累積量在2.5～3.8 kg/hm2之間，可見(jiàn)，氮排放對(duì)于表觀損失量(氮輸出量)的貢獻(xiàn)比較小，而等氮處理間的氮排放差異對(duì)于氮平衡的影響幾乎可以忽略不計(jì)。

由表4可知，6月10日冬小麥?zhǔn)斋@后，各處理在氮輸出方面表現(xiàn)了如下規(guī)律：作物吸氮量在212.46～269.57 kg/hm2之間，吸氮量由大到小依次為：PWH、CKH、CKL、PWL，不同施氮水平條件下，高氮組處理(施氮量291 kg/hm2)PWH、CKH顯著大于低氮組處理(施氮量183 kg/hm2)PWL、CKL，等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWH處理與清水CKH處理相比，作物吸氮量顯著高出6.91%，而等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWL處理與清水CKL處理相比差異不顯著。土壤殘留氮累積量(0～80 cm)為196.02～249.79 kg/hm2，不同處理殘留氮累積量由大到小依次為：CKH、PWH、CKL、PWL，不同施氮水平條件下，高氮組處理PWH、CKH顯著大于低氮組處理PWL、CKL，等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWH處理與清水CKH處理相比，土壤殘留氮累積量顯著低了3.79%，而等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWL處理與清水CKL處理相比差異不顯著。土壤硝態(tài)氮深層累積量(80～530 cm)在66.41～163.85 kg/hm2之間，不同處理由大到小依次為：PWH、CKH、PWL、CKL，各處理均存在顯著性差異。不同施氮水平條件下，豬場(chǎng)廢水高氮處理PWH硝態(tài)氮深層累積量顯著高出低氮處理PWL 108.09%，清水高氮CKH處理硝態(tài)氮深層累積量顯著高出低氮CKL處理 120.64%，這說(shuō)明隨著施氮量的增加，氮素深層淋失量隨之增加，而且化肥的大量施用更容易發(fā)生氮素的深層淋失。等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWH處理與清水CKH處理相比，土壤硝態(tài)氮深層累積量顯著高出11.82%，等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWL處理與清水CKL處理相比，土壤硝態(tài)氮深層累積量顯著高出18.57%。

在氮輸入方面各處理表現(xiàn)為如下規(guī)律：施氮量方面，高施氮組PWH和CKH大于低施氮組CKL和PWL；播前初始氮無(wú)顯著性差異；土壤氮礦化量為89.31～164.73 kg/hm2，不同處理土壤氮礦化量由大到小依次為：PWH、CKH、CKL、PWL。不同施氮水平條件下，高氮組處理PWH、CKH土壤氮礦化量顯著高出低氮處理PWL、CKL，這說(shuō)明氮素的礦化量隨著外源礦質(zhì)氮的增加而增加。等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWH處理與清水CKH處理相比，土壤氮礦化量顯著高出21.29%，作物吸氮量高出6.91%，土壤深層淋失量也增加了11.82%；等氮投入的豬場(chǎng)廢水PWL處理與清水CKL處理相比土壤氮礦化量差異不顯著，土壤深層淋失量也增加了18.57%。這說(shuō)明豬場(chǎng)廢水適宜的水氮組合模式(豬場(chǎng)廢水原液稀釋1/5左右，配以施氮量75 kg/hm2的底肥，在返青期、拔節(jié)期分別進(jìn)行定額為900 m3/hm2灌水)有利于氮礦化量的增加，也更有利于作物吸氮量的增加，這是作物產(chǎn)量、品質(zhì)提高的重要原因。但該模式增加了土壤硝態(tài)氮深層累積量，增加了地下水面源污染的風(fēng)險(xiǎn)，這有待于進(jìn)一步研究。

氮素利用效率問(wèn)題一直是農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展中的關(guān)鍵問(wèn)題之一[24]。劉學(xué)軍等[20]研究表明，長(zhǎng)期大量施用有機(jī)氮肥和化學(xué)氮肥有利于土壤的培肥，而且培肥土壤不基施或適當(dāng)降低基肥用量不影響冬小麥的產(chǎn)量，對(duì)作物吸氮量的影響也相對(duì)有限，并指出殘留無(wú)機(jī)氮是作物不減產(chǎn)的主要因素。豬場(chǎng)廢水和氮肥的適宜組合PWH(即豬場(chǎng)原液稀釋1/5，在返青期、拔節(jié)期進(jìn)行定額為900 m3/hm2的灌水處理)氮素殘留量較大，而且還有利于激發(fā)氮素的礦化和作物吸氮量的提高，因此該處理雖然底肥施用量較少，但并未減產(chǎn)。郭天財(cái)?shù)萚25]研究指出，施氮量較低時(shí)土壤殘留氮保持在較低水平，氮肥表觀損失量也很低，而施氮量過(guò)多，土壤中氮素殘留量和氮損失量均顯著增加。盡管種植作物能改變土壤剖面硝態(tài)氮向深層遷移及淋洗狀態(tài)，但當(dāng)?shù)爻^(guò)作物需求時(shí)，施肥仍會(huì)導(dǎo)致土壤中硝態(tài)氮累積，且積累量隨施氮量的增加而增加。本試驗(yàn)中，PWH處理冬小麥?zhǔn)斋@后土壤殘留無(wú)機(jī)氮及深層淋失量都比較大，這會(huì)給地下水污染造成潛在的威脅，有必要進(jìn)一步優(yōu)化豬場(chǎng)廢水灌溉條件下的水氮組合模式，兼顧減施氮肥、保證作物產(chǎn)量、保護(hù)地下水環(huán)境。同時(shí)，養(yǎng)殖肥水中含有較高的養(yǎng)分和水溶性有機(jī)質(zhì)[26-27]，可作為能源為土壤微生物利用，提高作物根際土壤微生物數(shù)量和酶活性[28-29]，促進(jìn)養(yǎng)分向有效態(tài)轉(zhuǎn)化，當(dāng)作物需氮量增加時(shí)，微生物群體釋放出所固定的氮素供作物生長(zhǎng)所需，有利于作物對(duì)氮吸收和利用[30-31]。有必要對(duì)豬場(chǎng)廢水灌溉后土壤理化特性及氮轉(zhuǎn)化相關(guān)指標(biāo)的響應(yīng)特征進(jìn)行監(jiān)測(cè)分析，深入挖掘氮礦化的激發(fā)因子及驅(qū)動(dòng)機(jī)理。

3 結(jié)論

(1)各處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量在時(shí)間上的變化規(guī)律基本一致，表現(xiàn)為追肥期出現(xiàn)峰值，隨后下降的趨勢(shì)；土壤銨態(tài)氮隨土層的增加而迅速下降，土壤硝態(tài)氮隨土層的增加變化規(guī)律不明顯，且易淋移至下層土壤并累積。

(2)豬場(chǎng)廢水高氮處理PWH作物吸氮量及氮礦化量均顯著高于等氮投入的清水處理CKH；豬場(chǎng)廢水低氮處理PWL硝態(tài)氮深層淋溶量顯著高于等氮投入的清水處理CKL，其他氮輸入和氮輸出項(xiàng)無(wú)顯著性差異。

(3)本試驗(yàn)條件下，豬場(chǎng)廢水高氮處理PWH(即豬場(chǎng)原液稀釋1/5，在返青期，拔節(jié)期進(jìn)行定額為900 m3/hm2的灌水處理)有利于土壤有機(jī)氮的礦化和釋放，故該處理土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量出現(xiàn)峰值后下降的幅度相對(duì)較為平緩，而清水高氮處理CKH下降的幅度較為陡急。然而，該處理土壤硝態(tài)氮深層淋溶量也較大，應(yīng)當(dāng)注意土壤釋氮與作物需氮時(shí)期的同步性，避免氮素的損失和浪費(fèi)。

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Effect of Piggery Wastewater Irrigation on Temporal-spatial Variation and Balance of Nitrogen

DU Zhenjie1,2QI Xuebin1,2LI Ping1,3HUANG Zhongdong1,3GAO Qing1HU Yanling1

(1.FarmlandIrrigationResearchInstitute,ChineseAcademyofAgriculturalSciences,Xinxiang453003,China2.AgricultureWaterandSoilEnvironmentalFieldScienceResearchStationofXinxiangCityofHenanProvince,ChineseAcademyofAgriculturalSciences,Xinxiang453003,China3.KeyLaboratoryofHighEfficientandSafeUtilizationofAgricultureWaterResources,ChineseAcademyofAgriculturalSciences,Xinxiang453003,China)

piggery wastewater; irrigation; ammonium nitrogen; nitrate nitrogen; nitrogen balance; nitrogen mineralization

10.6041/j.issn.1000-1298.2017.08.030

2017-05-12

2017-05-31

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2016YFD0800703、2016YFD0800704)、中央級(jí)科研院所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)項(xiàng)目(FIRI2017-12)和國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51209209、51679241、51479201)

杜臻杰(1982—)，男，助理研究員，博士，主要從事農(nóng)業(yè)水資源與水環(huán)境研究，E-mail: imdzj11@163.com

齊學(xué)斌(1963—)，男，研究員，博士生導(dǎo)師，主要從事農(nóng)業(yè)水資源優(yōu)化配置與調(diào)控研究，E-mail: qxb6301@sina.cn

S156.4+3; X71

A

1000-1298(2017)08-0262-08