楊從，劉德燕，黃皓文，陳雷，樊俊銘，王銀宏，石孝東，田彥鋒，丁維新*

（1.土壤與農業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室，中國科學院南京土壤研究所，南京 210008；2.中國科學院大學，北京 100049；3.南京外國語學校，南京 210008；4.內蒙古優(yōu)然牧業(yè)有限責任公司，呼和浩特 010070）

養(yǎng)殖場糞污是制約奶牛養(yǎng)殖業(yè)發(fā)展的重要因素之一。據(jù)統(tǒng)計，一頭500~600 kg的成年奶牛每日排糞30~50 kg、排尿15~25 kg，產生污水15~20 L[1]，這些糞污可通過徑流或下滲污染地下水，若處理不當，將會對大氣環(huán)境和人類健康造成危害[2-3]。當前，奶牛養(yǎng)殖場糞污的主要處置方式包括沼氣發(fā)酵產氣、固液分離固體堆肥、固液分離液體達標排放、還田消納等[4-7]。其中，糞污就近還田處理成本最低、養(yǎng)分價值最高，但是目前我國糞污還田比例不足40%[8]。

N2O 是重要的溫室氣體之一，可導致全球變暖并破壞臭氧層[9]。NO 在大氣中易氧化成NO2，在太陽紫外線照射下二者可與碳氫化合物反應產生光化學煙霧[10]。農田土壤是氮氧化物的重要排放源[11]，有機肥種類、用量和施肥方式通過影響土壤中硝化和反硝化作用 改 變N2O 或NO 排 放[12]。Pereira 等[13]的室內培 養(yǎng)試驗發(fā)現(xiàn)，與化肥相比，牛糞處理降低土壤NO 排放量80%，但對N2O 排放無影響。牛糞塊的大小對N2O排放也有影響，Tang 等[14]發(fā)現(xiàn)牛糞塊尺寸越小，單位作物產量的N2O 排放量及N2O 累積排放量越低。陳哲等[15]的田間試驗表明，與化肥相比，豬糞與化肥配施處理的N2O 累積排放量增加了23.1%~39.5%，但240 kg·hm-2和300 kg·hm-2施氮量之間差異不顯著。Aguilera 等[16]發(fā)現(xiàn)，在相同施氮水平下，與化肥相比，固體豬糞對N2O 排放的降低幅度高于液體豬糞。這些結果表明有機肥類型與施用方式對農田土壤N2O和NO 排放的影響存在很大差異，需要建立針對區(qū)域土壤和氣候特點的糞污還田技術，實現(xiàn)奶牛養(yǎng)殖糞污部分或全部替代化肥。

第五次全國荒漠化和沙化監(jiān)測結果顯示，我國沙化土地面積約172 萬km2，占國土面積的18%，但其土壤有機質含量低于1.5%[17]，易跑水跑肥，養(yǎng)分供應嚴重不足。為提高作物產量，不得不大量施用化肥[18]。對東北443 個農戶的入戶調查結果表明，玉米季氮肥用量已經(jīng)達到350 kg·hm-2[19]，這不僅增加成本，而且也增加了土壤N2O 和NO 排放[20]。目前，國內外研究更多關注固體有機肥種類和用量對N2O 排放的影響，而關于養(yǎng)殖場液態(tài)糞水還田如何影響含氮氣體（N2O和NO）排放及區(qū)域適宜的施用方式為何，已成為需要解決的科學問題。為了實現(xiàn)規(guī)模化奶牛養(yǎng)殖場糞污農田就近消納，減少其對環(huán)境的污染，本研究于2021年在遼寧省彰武縣阜新優(yōu)然牧業(yè)有限責任公司農場建立田間試驗，探究糞污施用方式對土壤N2O 和NO排放、青貯玉米產量等的影響，以期為奶牛養(yǎng)殖場種養(yǎng)一體化提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

田間試驗位于遼寧省彰武縣西六家子鎮(zhèn)新屯子村的阜新優(yōu)然牧業(yè)有限責任公司農場（42°23'24″N，122°32'24″E）。彰武縣地處科爾沁沙地南緣，海拔57~314 m，屬溫帶季風大陸性氣候，年均氣溫7.4 ℃，年均降水489 mm，降水主要集中在7—8 月。全縣風沙土面積占33.90%，耕層（0~20 cm）土壤性質為：pH 6.70、有機碳2.86 g·kg1，總氮0.29 g·kg1、有效磷（P2O5）96.02 mg·kg1、速效鉀（K2O）158.98 mg·kg1、砂粒含量85.06%。種植作物為青貯玉米，一年一熟。

1.2 試驗設計

田間試驗設5 個處理：不施肥對照（CK）、常規(guī)化肥（NPK）、固體有機肥+追施化肥（SM）、液體有機肥1次基施2 次追施（LMT）、液體有機肥1 次基施3 次追施（LMF）。小區(qū)面積3 m×7 m，每個處理4 次重復，隨機區(qū)組排列?；蕿槟蛩亍⑦^磷酸鈣和硫酸鉀，液體有機肥是奶牛養(yǎng)殖場固液分離后排入氧化塘發(fā)酵后的液態(tài)糞水，固體有機肥是固液分離后的固態(tài)糞肥經(jīng)過4個月堆腐發(fā)酵而成。氮肥用量為250 kg·hm-2、磷肥（P2O5）用量為75 kg·hm-2、鉀肥（K2O）用量為60 kg·hm-2?；r，固體和液體有機肥中氮含量分別為13.35、0.74 g·kg-1，磷含量分別為3.18、0.06 g·kg-1，鉀含量分別為12.76、1.38 g·kg-1。各處理固體和液體有機肥用量見表1。磷肥和鉀肥作為基肥一次性施入，固體和液體有機肥處理中帶入的磷或鉀不足時，用過磷酸鈣或硫酸鉀補充?；视诓シN當日均勻撒入小區(qū)，然后立即翻入0~20 cm 耕層。液體有機肥則噴灑于土壤表面。施肥和播種時間為2021 年7 月5 日，追肥時間分別為2021年8月6日、8月24日和9月3日。

表1 玉米季不同處理肥料施用時間和用量（kg·hm–2，以N計）Table 1 Time and amount of fertilizer applied in different treatments in maize season（kg·hm–2，calculated by N）

1.3 N2O和NO排放通量測定

土壤N2O 和NO 排放通量采用靜態(tài)箱-氣相色譜法測定。播種前，將采樣底座（60 cm×20 cm）預先埋入10 cm 深度土壤。底座上方設有高5 cm、內徑5 cm 的凹槽，用于儲水密封。特制不銹鋼采樣箱[21]尺寸為60 cm×20 cm×15 cm，其頂部設有兩個端口：一個用于測定氣室內溫度，用安裝有溫度計的橡膠塞塞住，并涂上硅膠密封；另一個用于采集氣體，連接有長10 cm、內徑2 mm 的硅膠管，硅膠管另一端安裝三通閥，采氣時與注射器連接。采集氣體樣品時，將采樣箱輕輕放置于底座凹槽中，并用水密封，于密封后的第0、10、20、30 分鐘分別用注射器抽取氣室內氣體樣品40 mL，立即注入已抽成真空的鋼化玻璃瓶內，帶回實驗室分析N2O濃度。在采氣箱密封的第0、30 分鐘，用1 000 mL 玻璃注射器抽取2 L 氣體，注入真空的Teflon 氣袋中，密封后帶回實驗室立即分析NO濃度。

N2O 濃度用氣相色譜分析儀（Agilent 7890，Shi?madzu GC-14B）測定，檢測器為63Ni 電子捕獲檢測器（ECD）。色譜柱為80/100 目Porapak Q 填充柱。進樣器、檢測器和填充柱的溫度分別為100、300 ℃和65 ℃。載氣為氬甲烷（95%氬氣＋5%甲烷），流速40 mL·min1，反吹氣為高純氮氣。N2O 標準氣體由國家標準物質中心提供。NO氣體濃度用化學發(fā)光NOx分析儀（Model 42i，Thermo Fisher Scientific Inc）檢測。

1.4 土壤樣品采集和參數(shù)測定

每次采集氣體樣品時，記錄5 cm 和10 cm 處土壤溫度，用時域反射儀（TDR）測定5 cm 處土壤體積含水量，并換算為土壤孔隙含水率（WFPS，%）[22]。同時，用直徑5 cm 的土鉆多點采集各小區(qū)耕層（0~20 cm）土壤樣品，混合均勻后用四分法留出一份代表樣，于實驗室測定土壤無機氮（NH+4-N、NO-3-N）含量。土壤經(jīng)2 mol·L1KCl提?。ㄍ了?∶5），25 ℃恒溫振蕩60 min，過濾后用流動注射分析儀（Skalar，荷蘭）測定無機氮含量。

青貯產量和吸氮量測定：玉米生長至蠟熟期時，距地面以上20 cm 進行全株收獲，稱量法獲得青貯鮮質量，各小區(qū)用五點取樣法取5 棵植株用于測定株高、莖粗，隨機取出3 顆代表性植株軋碎烘干至質量恒定，計算干質量。整株粉碎后混合均勻，采用硫酸-混合加速劑-蒸餾法測定總氮含量。

1.5 數(shù)據(jù)處理

土壤N2O和NO排放通量用公式（1）計算：

式中：F為N2O或NO排放通量（以N計），μg·m2·h1；ρ 為標準狀態(tài)下N2O 或NO 密度，分別為1.25、1.339 kg·m3；h 為采氣箱高度，0.15 m；Δc/Δt 為采氣箱內N2O 或NO 氣體濃度的變化率，109·h1；T 為采氣箱內溫度，℃；60用于單位轉換。

土壤N2O和NO累積排放量采用公式（2）計算：

式中：EC為N2O 或NO 累積排放量（以N 計），kg·hm2；i 為第i 次氣體采樣；ti+1-ti為兩次相鄰測定間隔的時間，d；24×105用于單位轉換。

肥料氮誘導的N2O 和NO 排放系數(shù)（FE，%）用公式（3）計算：

式中：FN和FCK分別為施肥和對照處理N2O或NO的累積排放量，kg·hm2；UN為施氮量，kg·hm2。

肥料氮利用率（EN，%）用公式（4）計算：

式中：AN和ACK分別為施肥處理和對照處理的作物總吸氮量，kg·hm2；UN為施氮量，kg·hm2。

使用Excel 2010 進行數(shù)據(jù)處理，Origin 2018 進行制圖。應用SPSS 26.0 進行單因素方差分析，方差分析達到顯著性水平（P<0.05）后采用LSD 法進行處理間多重比較。N2O 或NO 排放通量與環(huán)境因子間的關系采用Pearson相關性分析。

2 結果與分析

2.1 青貯玉米產量和肥料氮利用率

施肥顯著提高了青貯玉米產量和氮吸收量（圖1）。與CK 處理相比，NPK、SM、LMT 和LMF 處理玉米產量分別增加53.29%、38.10%、51.99%和35.92%，氮吸收量分別為CK處理的2.44、2.22、2.31倍和1.98倍。施氮處理青貯玉米產量變化范圍為11.67~13.16 t·hm2，各處理間無顯著差異。與NPK 處理相比，SM和LMT 處理玉米氮吸收量無顯著變化，但LMF 處理顯著降低。SM、LMT 與NPK 處理的肥料氮利用率為22.30%~26.32%，各處理間無顯著差異，而LMF 處理僅為17.96%。

圖1 青貯玉米產量、吸氮量和氮素利用率Figure 1 Yield，nitrogen uptake and nitrogen use efficiency of silage maize

2.2 N2O和NO排放量

除CK 外，施氮處理N2O 排放通量在施肥后出現(xiàn)排放峰值，隨后逐漸降低至下一次施肥再次出現(xiàn)峰值（圖2a）?；适┯煤?，LMT處理土壤N2O排放通量最大，為49.62 μg·m2·h1，出現(xiàn)在施肥后第2 天；NPK處理土壤N2O 排放通量在施肥后第10 天達到峰值，為48.23 μg·m2·h1；LMF 處 理 的N2O 排放 峰 值 為30.65 μg·m2·h1；SM 處理未出現(xiàn)明顯N2O 排放峰。第一次追肥后，SM 處理的N2O 排放通量最大，達到63.98 μg·m2·h1。第二次追肥后由于LMT 處理的液態(tài)有機肥用量高于LMF 處理，N2O 排放通量顯著高于LMF 處理。第三次追肥后LMF 處理的N2O 排放通量達到整個生長季的最大值92.60 μg·m2·h1。

圖2 不同處理土壤N2O和NO排放通量Figure 2 Soil N2O and NO emission fluxes under different treatments

玉米生長季土壤NO 排放通量的變化特征與N2O相似（圖2b）。LMT 和LMF 處理的NO 排放峰值出現(xiàn)在基肥施用后第4 天，分別為225.57 μg·m2·h1和193.28 μg·m2·h1，NPK 處理的NO 排放峰出現(xiàn)在基肥后第7 天，為182.16 μg·m2·h1。在第一次追肥后的第3天，LMT和LMF處理出現(xiàn)NO排放峰，而NPK和SM 處理的排放峰出現(xiàn)在第9 天，NPK 處理的峰值為259.34 μg·m2·h1。第二次追肥后LMT 和LMF 處理的NO排放峰相對較低。第三次追肥后LMF處理也出現(xiàn)NO排放峰值。

各施肥處理的NO/N2O表現(xiàn)為施肥后一周迅速增大，隨后降低到1 以下直至下一次施肥再高于1（圖2c），表明施肥后較高的N2O 和NO 排放量主要通過硝化作用產生。LMT 和LMF 處理的NO/N2O 在第二次和第三次追肥后未出現(xiàn)明顯增大，接近1。

2.3 N2O和NO累積排放量

玉米生長季各處理N2O 累積排放量變化范圍為0.15~0.46 kg·hm2（表2）。LMF 處理的N2O 累積排放量最大，為0.46 kg·hm2，但與NPK 處理無顯著差異。LMT 處理的N2O 累積排放量最低（0.26 kg·hm2），比LMF、NPK 和SM 處理分別降低43.48%、40.91%和29.73%。LMF 處理的N2O 排放系數(shù)最大，為0.12%，其次為NPK處理，LMT處理的排放系數(shù)僅為0.04%。

表2 不同處理土壤N2O和NO累積排放量與排放系數(shù)Table 2 Cumulative emission and emission coefficient of N2O and NO in soils under different treatments

整個玉米生長季各施肥處理NO 累積排放量為0.46~0.65 kg·hm2，高于相同處理的N2O 累積排放量（表2）。NPK 處理NO 累積排放量最高，達到0.65 kg·hm2。與NPK 處理相比，SM 處理的NO 累積排放量降低了20.00%，而LMT 和LMF 處理分別降低了29.23% 和20.00%。NPK 處 理 的NO 排 放 系 數(shù) 為0.24%，LMT和LMF處理分別為0.17%和0.19%。

玉米季各施肥處理單位產量N2O 累積排放量為20.28~39.43 g·kg1，以LMF 處理最高，比NPK 處理增加了18.4%，LMT 處理最低，較NPK 處理降低了39.1%，固體有機肥處理的單位產量N2O 累積排放量顯著高于液體有機肥，SM 處理比LMT 處理提高了52.1%。各施肥處理單位產量NO 累積排放量為35.21~50.16 g·kg1，NPK 處理的單位產量NO 累積排放量最高（50.16 g·kg1），其次為LMF 處理（44.57 g·kg1），LMT處理最低（35.21 g·kg1）。

2.4 N2O和NO排放的影響因素

玉米生長季土壤溫度變化范圍為8.4~31.0 ℃，平均為22.5 ℃，最高溫度出現(xiàn)在播種后第24 天，生長季后期溫度降至10 ℃以下（圖3a）。各處理WFPS 在整個玉米生長季的變化為12.9%~59.1%（圖3b），施肥或降雨后WFPS迅速升高，基肥和前兩次追肥后LMT處理的WFPS 高于其他處理，3 次施肥后的峰值分別達到59.1%、54.7%和52.9%。LMF 處理進行了第三次追肥，施肥后第2 天，WFPS 達到58.6%，顯著高于其他處理。

圖4 土壤和含量的動態(tài)變化Figure 4 Dynamic changes ofandcontents in soil

相關分析表明，除CK 處理NO 排放通量與土壤溫度呈顯著正相關外，其余各施肥處理N2O 和NO 排放通量與土壤溫度間無相關關系（表3）。液體有機肥處理的N2O 排放通量與土壤WFPS 存在較高相關性，LMF處理達到顯著相關。LMT處理的N2O 排放通量與土壤NH+4-N 含量顯著正相關，CK、SM 和LMF 處理的N2O 排放通量與土壤NO-3-N 存在顯著正相關關系。NPK 和SM 處理的NO 排放通量與土壤NO-3-N 也存在顯著正相關關系。

表3 土壤N2O和NO排放通量與環(huán)境因子的相關關系Table 3 Correlation between soil N2O and NO emission fluxes and environmental factors

3 討論

3.1 有機肥對N2O和NO排放的影響

玉米季常規(guī)化肥處理的N2O 排放系數(shù)為0.11%，顯著低于黑土區(qū)玉米種植土壤N2O排放系數(shù)（0.45%）和我國旱地農田土壤N2O 排放系數(shù)（0.60%~0.84%）[23]，更低于IPCC的缺省值（1%）[24]。本研究的NO 排放系數(shù)為0.24%，位居我國旱地農田NO 排放系數(shù)范圍的低值區(qū)（0.2%~3.5%）[25]。土壤N2O 主要由硝化和反硝化等過程產生，NO 主要來自于硝化過程[26]。本研究土壤為風沙土，保水保肥性差，N2O 和NO 排放峰期主要出現(xiàn)在施用化肥后，并且NO/N2O 比值大于1，表明NO 和N2O 主要由硝化作用產生（圖2c），導致排放量較低。

與施化肥相比，固體有機肥處理土壤N2O 與NO累積排放量均有減少，且NO 減少更顯著。這與Liu等[27]發(fā)現(xiàn)50%的粉狀豬糞替代化學氮肥對土壤N2O的排放無顯著影響，但降低了NO 排放量27.8%的研究結果一致。王樹會等[28]在華北平原的長期定位試驗表明，施用固體牛糞有機肥后土壤N2O 排放量比施用化肥降低了20%~28%；相反，Hayakawa 等[29]的研究發(fā)現(xiàn)，120 kg·hm2雞糞處理的土壤N2O 排放量高于化肥處理，而NO 排放量低于化肥處理，推測可能是雞糞帶入的有機碳刺激了土壤反硝化作用，促進NO被進一步還原為N2O。固體有機肥中的氮90%以有機氮存在，有機氮的存在形態(tài)影響著礦化過程和的釋放[30]。在本研究中，固體有機肥處理在基肥施用后至追肥前，土壤平均含量僅為7.07 mg·kg1，此時由于硝化作用底物缺乏，N2O 和NO 排放峰值明顯小于NPK 處理，表明固體有機肥分解比較慢，減少了N2O 和NO 排放。與化肥處理相同，尿素追施后土壤豐富，固體有機肥處理N2O排放峰值略高于NPK 處理，可能部分彌補了固體有機肥基施后N2O 排放的減少量；相反，由于NO 被進一步還原為N2O，NO 排放量相對較低。有研究表明，固體有機肥施用增加了土壤活性碳含量，且其增長速率顯著高于常規(guī)施肥，當?shù)孜锍渥銜rN2O 排放會增加[29，31-33]，因此，整個生長季內固體有機肥與常規(guī)化肥處理的N2O排放量無顯著差異，但NO排放量顯著降低。

然而，施用液體有機肥的LMT 處理土壤N2O 和NO 排放量顯著減少，分別比常規(guī)化肥處理降低了39.59%和30.02%。在第一次拔節(jié)期追肥時，玉米生長對氮素的需求量非常大，液體有機肥中的大部分氮以和尿素形態(tài)存在[34]，尿素在土壤中也很快水解為和被作物吸收利用。因此，從基肥至第二次追肥前土壤含量比較低，抑制了N2O 及NO 的產生和排放。直至玉米大喇叭口期追施液體有機肥，土壤含量才有所提高，土壤N2O 和NO 排放量略有增加。因此，整個生長季內，LMT 處理土壤N2O 和NO 排放顯著低于常規(guī)化肥處理。

在氮用量相等的情況下，與LMT 處理相比，LMF處理土壤N2O 和NO 排放量分別增加了73.84%和13.04%。其中，基肥、第一次、第二次追肥土壤N2O和NO 的排放量未出現(xiàn)明顯差異，但是玉米抽雄期的第三次追肥顯著提高了N2O 和NO 排放量，此時玉米由營養(yǎng)生長向生殖生長轉變，對養(yǎng)分的需求量降低[35]，施肥后土壤無機氮含量顯著增加（圖4）。加上此時施肥后土壤WFPS 超過60%，NO/N2O 比值小于1，表明N2O主要來自于反硝化作用。

3.2 固體和液體有機肥對產量和肥料氮利用率的影響

任科宇等[36]的數(shù)據(jù)整合分析表明，化肥配施有機肥處理的作物產量比化肥單施的作物產量平均增加4.7%，其中小麥、玉米和水稻的增產率分別為5.6%、7.6%和4.5%。傅松等[37]發(fā)現(xiàn)，10%有機肥替代化肥增產效果最高。本試驗中固體有機肥替代化肥未表現(xiàn)出明顯的增產效果，這可能是因為氮素用量相對較大，試驗時間較短，且固體有機肥的養(yǎng)分釋放具有緩效性和長效性[38]，需要一定時間才能體現(xiàn)肥效。液體有機肥分1 次基施和3 次追施（LMF），盡管與常規(guī)化肥處理相比青貯玉米產量未出現(xiàn)顯著下降，但是氮素吸收量顯著減少，肥料氮利用率降低。這可能是由于在玉米抽雄期追施液體有機肥，此時玉米吸收氮素較少，而前3 次施用的液體有機肥量造成玉米生長所需氮素不足。淋溶是氮素損失的主要途徑之一，肥料的施用會引起地表水或地下水污染，從而帶來一系列環(huán)境問題[39-40]。本研究利用田間原位淋溶試驗（Lysime?ter）同步監(jiān)測了整個玉米生長季的氮素淋溶量，結果表明等量氮素施用情況下固體和液體有機肥處理的氮素淋溶損失量較僅施化肥處理略有增加，未出現(xiàn)顯著差異，這與Fan 等[41]對我國華北平原玉米-小麥輪作系統(tǒng)的研究結果相一致，但氮素淋溶量與之相比顯著增加。本研究試驗地點的土壤類型為風沙土，砂粒含量超過85%，土壤保水保肥能力差，整個玉米季化肥處理的氮素淋溶量達到48.2 kg·hm-2，而僅化肥處理的黏質土壤中氮素淋溶量為7.64 kg·hm-2[41]。施用液體有機肥處理的氮素淋溶量有所增加，主要是由于液體有機肥自身水分的帶入加快了氮素向下遷移[42]。同時，隨著液體有機肥施用次數(shù)的增加，氮素淋溶損失量減少，這可能與試驗前期液體有機肥施用量少而淋溶量大有關，但目前只開展了一個生長季的田間試驗，后續(xù)將繼續(xù)開展相關研究?；诒狙芯?，推薦液體有機肥分為基施及拔節(jié)期和大喇叭口期追施，氮用量比例為40%∶20%∶40%。

4 結論

（1）對青貯玉米產量和含氮氣體排放的研究發(fā)現(xiàn)，在等氮用量條件下，奶牛養(yǎng)殖場糞污作為有機肥替代化肥施用可發(fā)揮化肥的同等肥效，青貯玉米產量與化肥單施相當。

（2）施用固體有機肥顯著降低了玉米季土壤NO排放量，但N2O 排放量降低不顯著；液體有機肥分1 次基施和2 次追施可顯著降低土壤N2O 和NO 排放量。

（3）針對風沙土農田，規(guī)?；膛ｐB(yǎng)殖場液體糞水還田的最優(yōu)方式是：在氮用量250 kg·hm-2條件下，分基施及玉米拔節(jié)期和大喇叭口期追施，氮用量比例為40%∶20%∶40%。

致謝：衷心感謝阜新優(yōu)然牧業(yè)有限責任公司趙文場長、王祥勇場長等在研究期間給予的支持和幫助。