楊世琦,韓瑞蕓,王永生, 劉汝亮,謝曉軍,楊正禮*(.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,北京 0008；2.農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境與氣候變化重點(diǎn)開(kāi)放實(shí)驗(yàn)室,北京 0008；.中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)網(wǎng)絡(luò)觀測(cè)與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,CERN綜合研究中心,北京 000；.寧夏農(nóng)林科學(xué)院,寧夏 銀川 70002；.西北農(nóng)林科技大學(xué)林學(xué)院,陜西 楊凌 7200)

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豬糞還田對(duì)土壤硝態(tài)氮淋失的影響研究——以黃灌區(qū)稻旱輪作制為例

楊世琦1,2,韓瑞蕓1,王永生3, 劉汝亮4,謝曉軍5,楊正禮1,2*(1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,北京 100081；2.農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境與氣候變化重點(diǎn)開(kāi)放實(shí)驗(yàn)室,北京 100081；3.中國(guó)科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)網(wǎng)絡(luò)觀測(cè)與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,CERN綜合研究中心,北京 100101；4.寧夏農(nóng)林科學(xué)院,寧夏 銀川 750002；5.西北農(nóng)林科技大學(xué)林學(xué)院,陜西 楊凌 712100)

摘要：寧夏引黃灌區(qū)是水污染嚴(yán)重地區(qū)之一,大部分排水溝水質(zhì)屬于劣五類,主要污染物是硝態(tài)氮與銨態(tài)氮.豬糞還田試驗(yàn)共有3個(gè)處理:傳統(tǒng)施肥+空白(CK)、傳統(tǒng)施肥+豬糞還田4500kg/h m2(T1)和傳統(tǒng)施肥+豬糞還田9000kg/hm2(T2).采用樹(shù)脂芯法測(cè)定了30,60,90cm土層的硝態(tài)氮淋失量.結(jié)果表明,30cm土層處,豬糞還田沒(méi)有明顯增加土壤硝態(tài)氮淋失.與對(duì)照(15.96±0.41) kg/hm2相比,T1(16.85±0.40)kg/hm2與T2(17.01±0.46) kg/hm2沒(méi)有達(dá)到顯著差異(P>0.05);60cm土層處理與對(duì)照也沒(méi)有達(dá)到顯著差異;90cm土層處的豬糞處理與對(duì)照達(dá)到顯著差異,處理之間沒(méi)有差異.豬糞還田有利于土壤有機(jī)質(zhì)和總氮提高,30cm土層,與對(duì)照相比,T1和T2的有機(jī)質(zhì)增加0.95g/kg和1.41g/kg,分別提高7.50％和11.13％;總氮增加0.06和0.16g/kg,分別提高7.72％和22.04％.豬糞還田提高了作物產(chǎn)量,水稻增產(chǎn)12.26％～11.56％,冬小麥產(chǎn)量提高9.32％～12.52％.

關(guān)鍵詞：黃灌區(qū)；稻旱輪作制；豬糞還田；土壤硝態(tài)氮；淋失

? 責(zé)任作者, 副研究員, yangshiqi@caas.cn

《2014年中國(guó)環(huán)境狀況公報(bào)》表明針對(duì)全國(guó)423條主要河流、62座重點(diǎn)湖泊(水庫(kù))的968個(gè)國(guó)控地表水監(jiān)測(cè)斷面(點(diǎn)位)的水質(zhì)監(jiān)測(cè)顯示,Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ、劣Ⅴ類水質(zhì)斷面分別占3.4％、30.4％、29.3％、20.9％、6.5％、9.2％,主要污染指標(biāo)為化學(xué)需氧量、總磷和五日生化需氧量[1].在4896個(gè)地下水監(jiān)測(cè)點(diǎn)位中,水質(zhì)優(yōu)良級(jí)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)比例為10.8％,良好級(jí)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)比例為25.9％,較好級(jí)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)比例為18％,較差級(jí)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)比例為45.4％,極差級(jí)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)比例為16.1％[1].美國(guó)1990年的調(diào)查表明,農(nóng)業(yè)面源污染約占總污染量的2/3,其中農(nóng)業(yè)面源污染占面源污染總量的68％～83％,導(dǎo)致50％～70％的地面水體受污染或受影響;2006再次調(diào)查表明農(nóng)業(yè)面源污染面積比1990年減少了65％[2].寧夏黃灌區(qū)是我國(guó)北方重要的灌區(qū),同時(shí)也是黃河上游農(nóng)田退水導(dǎo)致氮素流失與水污染的重災(zāi)區(qū),區(qū)內(nèi)排水溝NH4+-N濃度20～30mg/L,最高70mg/L,斷面水質(zhì)達(dá)標(biāo)率僅為38.3％;抽樣表明灌區(qū)將近一半的淺層地下水NO3--N濃度超過(guò)10mg/L[3].在華北地區(qū)14個(gè)縣的調(diào)查結(jié)果表明有一半地下水硝酸鹽含量超過(guò)10mg/L[4].

農(nóng)田施用有機(jī)物料減少有機(jī)氮在短時(shí)間內(nèi)釋放,從而能夠減少土壤硝態(tài)氮流失,畜禽糞便替代部分化學(xué)氮肥能夠調(diào)節(jié)土壤氮素代謝釋放速率.歐盟國(guó)家的畜禽糞便施用量110～140kg/ hm2,能夠顯著降低土壤硝態(tài)氮流失[5].日本岐阜縣各務(wù)原1970～2000年關(guān)于有機(jī)肥、合理施肥和施用緩釋肥對(duì)比試驗(yàn)表明,有機(jī)肥能夠提高土壤吸肥力,在硝態(tài)氮流失控制方面具有重要作用.對(duì)有機(jī)物料進(jìn)行堆肥處理,能夠使有機(jī)肥的礦化速率降低,增加有機(jī)肥的穩(wěn)定性,對(duì)施肥后減少NO3--N的淋失有積極作用[6-7],傳統(tǒng)施肥的土壤硝態(tài)氮流失是有機(jī)肥的4.4～ 5.6倍,有機(jī)無(wú)機(jī)混施介于中間[8].Mamo等[9]連續(xù)觀測(cè)發(fā)現(xiàn),蔬菜田有機(jī)肥替代化學(xué)氮肥能夠有效的降低硝態(tài)氮流失.Brinton[10]研究發(fā)現(xiàn),玉米田施用腐熟堆肥比未腐熟堆肥的硝態(tài)氮流失的少.施用有機(jī)物料能夠促進(jìn)微生物氮形成,降低土壤無(wú)機(jī)氮濃度[11].有機(jī)肥長(zhǎng)期大量的施用也會(huì)引起土壤中硝態(tài)氮的累積和淋溶.禽糞施用量超過(guò)11.2t/(hm2?a)會(huì)產(chǎn)生淋溶[12].出于降低土壤硝態(tài)氮流失的需要,在硝酸鹽敏感地區(qū)的農(nóng)田有機(jī)肥施用不應(yīng)超過(guò)175N kg/hm2[13].日本流域調(diào)查中發(fā)現(xiàn)可溶性有機(jī)碳與硝態(tài)氮濃度表現(xiàn)典型的負(fù)相關(guān),土壤有效氮富余總是與碳源虧空緊密相關(guān)[14].一般都認(rèn)為,施用有機(jī)肥減少土壤硝態(tài)氮淋失的主要原因是通過(guò)增加土壤有機(jī)質(zhì)含量而改善土壤理化性狀和提高黏粒及團(tuán)聚體的含量,增強(qiáng)土壤束縛硝態(tài)氮性能,進(jìn)而限制硝態(tài)氮垂直移動(dòng)和減少了淋失量.寧夏引黃灌區(qū)農(nóng)田土壤有機(jī)質(zhì)9.2～14.5g/kg,平均10.2g/kg,最高19.04g/kg,含量15g/kg以下的比例占到了95％,保水保肥性較差也是導(dǎo)致土壤養(yǎng)分流失的重要原因;灌區(qū)農(nóng)田氮肥施用量301kg/hm2,是全國(guó)平均的1.6倍;地表水來(lái)自農(nóng)田總氮與硝氮的流失量占到總量的61％～66％和76.5％～81％[15].樹(shù)脂芯法被認(rèn)為是測(cè)定土壤氮素礦化速率最優(yōu)的方法,在借鑒離子交換樹(shù)脂研究硝態(tài)氮流失方法的基礎(chǔ)上[16-17],試驗(yàn)采用改進(jìn)樹(shù)脂芯法,研究秸稈還田對(duì)土壤氮素流失的影響,通過(guò)觀測(cè)不同階段樹(shù)脂吸附硝態(tài)氮量,以估算農(nóng)田不同土層的硝態(tài)氮單位面積淋失負(fù)荷.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)基本情況

試驗(yàn)區(qū)位于黃河上游灌區(qū)寧夏靈武市(106°17′52″E,38°07′26″N),屬于溫帶干旱區(qū),無(wú)霜期150～163d,干旱少雨,降水量193mm,蒸發(fā)量1763mm.雨季7～9月,占全年降雨的70％,冬季少雪.年均溫8.9℃.土壤類型灌淤土,養(yǎng)分含量低,表層土易積鹽,pH值高.主要種植作物水稻、玉米和春小麥,種植模式以稻旱輪作為主.試驗(yàn)區(qū)農(nóng)田土壤主要理化性狀見(jiàn)表1.

表1　土壤主要理化性狀Table 1 The trail soil Physical and chemical properties

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)田小區(qū)采用水泥埂隔開(kāi),沿埂開(kāi)溝深120cm(地上高40cm,地下深80cm),溝內(nèi)壓塑料膜,以防小區(qū)相互干擾.試驗(yàn)3個(gè)處理,CK為無(wú)秸稈還田,T1為半量秸稈還田(4500kg/hm2)、T2全量秸稈還田(9000kg/hm2).常規(guī)施肥處理,3次重復(fù).小區(qū)面積200m2.水稻秸稈切碎5～10cm還田,翻深30cm.試驗(yàn)期2009～2013年.水稻試驗(yàn)施肥:尿素(純N)300kg/hm2、磷酸鈣P2O5105kg/hm2、氯化鉀肥(K2O)60kg/hm2;全部的磷鉀肥與50％尿素做基肥于一次施入,剩余50％氮肥按3:1:1比例做追肥,分3次分別于苗期(5月下旬)、分蘗期(6月下旬)和孕穗期(7月下旬)施入.水稻行距30cm,株距10cm.水稻5月中旬插秧,9月下旬收獲,大田生長(zhǎng)期約120d.全生育期灌水量15000m3/hm2,8月中旬停止灌水.2010～2011年小麥試驗(yàn)的施肥:尿素(純N)225kg/hm2、磷酸鈣(P2O5)150kg/hm2、氯化鉀肥(K2O)90kg/hm2;全部的磷鉀肥與50％尿素做基肥于一次施入,剩余的50％氮肥按3:1:1比例做追肥,分3次分別于苗期(3月上旬)、拔節(jié)期(5月上旬)和孕穗期(6月上旬)施入.冬小麥生長(zhǎng)期冬灌1350m3/hm2(10月下旬)、返青水900m3(3月下旬),拔節(jié)期1050m3(5月中旬)、抽穗期1,050m3(6月上旬).播種10月4 日,收獲6月29日,全生育期269d.

1.3 研究方法

樹(shù)脂芯法在用于草原或者表層土壤氮礦化量的測(cè)定,與直接采集土壤或測(cè)定土壤滲漏水的結(jié)果基本一致[18-19].本試驗(yàn)采用改進(jìn)的樹(shù)脂芯法, 由76mm(直徑)×0.82mm(管壁厚度)的不銹鋼管(高度根據(jù)需要調(diào)整)、60目尼龍網(wǎng)制作的8×8cm樹(shù)脂袋(內(nèi)裝有15g氯型,強(qiáng)堿性陰離子樹(shù)脂)和兩片直徑為74mm的鋁塑板(鋁塑板上打有13個(gè)直徑為3mm的小孔)組成,裝置見(jiàn)圖2.樹(shù)脂袋上下的兩片鋁塑板以防上下層土壤對(duì)樹(shù)脂袋的污染,鋁塑板設(shè)置小孔.為減少管內(nèi)外土壤環(huán)境差異,管壁上打孔.把手的功能是方便樹(shù)脂管提取.采用717#型強(qiáng)酸性苯乙烯系陽(yáng)離子交換樹(shù)脂,離子交換樹(shù)脂預(yù)處理方法采用GB/T5476-1996[20].主要改進(jìn)之處體現(xiàn)在一是取樣深度增加,最深90cm;二是取樣頻次增加且不破壞土壤結(jié)構(gòu),基本上實(shí)現(xiàn)原位培養(yǎng).樹(shù)脂管長(zhǎng)度有42、72和102cm共5個(gè)型號(hào),分別用于收集30、60和90cm土層的硝態(tài)氮淋失量.樹(shù)脂管成直線排列,間隔2m,每個(gè)小區(qū)沿對(duì)角線3組重復(fù).樹(shù)脂管下端鍥型面10cm長(zhǎng),鋁塑板通過(guò)防滑軸固定與高于鍥面2cm處,蓋子與把手方便放置和提取樹(shù)脂管.試驗(yàn)開(kāi)始,先將樹(shù)脂管打入土壤,再提出去掉鍥面及鍥面上2cm的土壤(收集起來(lái)回填),三是放入鋁塑板和樹(shù)脂袋(16g)并固定好,四是將樹(shù)脂管原位放入土壤中,五是培養(yǎng)一段時(shí)間后提出樹(shù)脂管,取出樹(shù)脂袋送回實(shí)驗(yàn)室冰箱保存,并放入新的樹(shù)脂袋開(kāi)始下一階段培養(yǎng).

圖1　樹(shù)脂管裝置示意Fig.1 A device of resin-core for soil nitrate loss determination

離子交換樹(shù)脂吸附硝態(tài)氮用1mol/l KCL溶液浸提,硝態(tài)氮采用紫外分光光度法測(cè)定.不同土壤層次硝態(tài)氮淋失量用下面公式計(jì)算:

試驗(yàn)數(shù)據(jù)處理采用SPSS 19和Excel2010,顯著性檢驗(yàn)(α=0.05)采用單向方差分析法(ANOVA).

2 結(jié)果

2.1 土壤硝態(tài)氮淋失量

土壤硝態(tài)氮流失見(jiàn)表2.30cm土層的稻田淋失量是16.95～17.50kg/hm2,冬麥田13.91kg/hm2,兩者達(dá)到顯著差異(P<0.05,以下同,不再注明).30cm土層的硝態(tài)氮淋失量,處理與對(duì)照沒(méi)有達(dá)到顯著差異;60cm土層,T2與對(duì)照達(dá)到顯著差異(2010和2013年),T1與對(duì)照達(dá)到顯著差異(2013年);T2與T1只有在2010年達(dá)到顯著差異.90cm土層,T2與對(duì)照,T1與對(duì)照在2010、2012 和2013年達(dá)到顯著差異,T2與T1只有在2012年達(dá)到顯著差異;稻田與冬麥田達(dá)到顯著差異.90cm和60cm土層,與30cm相比,硝態(tài)氮流失量達(dá)到顯著差異;但T2與T1沒(méi)有達(dá)到顯著差異. 圖2中反映的硝態(tài)氮淋失趨勢(shì):在試驗(yàn)期內(nèi),淋失量隨土壤深度變化而降低,冬麥田低于稻田;3年稻田試驗(yàn)結(jié)果接近,但2013年最低.

表2　不同土層與不同處理的土壤硝態(tài)氮淋失量Table 2 Nitrate leaching losses at different soil layers and treatments in the trail period

圖2　土壤硝態(tài)氮淋失趨勢(shì)Fig.2 The trends of nitrate leaching during 4years

2.2 土壤硝態(tài)氮淋失特征

不同階段土壤硝態(tài)氮淋失比例見(jiàn)圖3.30cm土層的稻田6月下旬前(45～50d/130～140d 生育期)的硝態(tài)氮淋失占全年的70％左右(圖4a.),30cm土層以下差不多占68％～75％.冬麥田的各個(gè)土層的硝態(tài)氮淋失量在6月下旬之前接近70％～85％(Fig. 4: b.),水稻的主要淋失期發(fā)生在分蘗期之前(6月下旬),冬小麥發(fā)生在抽穗期之前(6月上旬).

圖3　不同階段土壤硝態(tài)氮淋失比例Fig.3 The ratio of nitrate leaching loss during the whole growth period

3 討論

3.1 土壤硝態(tài)氮濃度

從表3可以看出,4月中旬的稻田土壤硝態(tài)氮濃度低于5月與6月下旬,至生育期結(jié)束逐漸降低.4月中旬與5月下旬的土壤硝態(tài)氮濃度差異不顯著,5月下旬與6月下旬,以及8月下旬與9月上旬也是不顯著.T2與CK除了5月與6月下旬均達(dá)到了顯著差異;T1與CK沒(méi)有達(dá)到顯著差異;T2與CK除了5月與6月下旬均達(dá)到顯著差異.在作物生長(zhǎng)前期,土壤硝態(tài)氮濃度較高,水稻移栽前與生長(zhǎng)后期較低.在冬麥田,5月下旬土壤硝態(tài)氮濃度高于其他階段且達(dá)到顯著差異,6月下旬達(dá)到最低值.T2與CK在四月中旬與5月下旬達(dá)到顯著差異,T1與CK只有在4月中旬達(dá)到顯著差異,T2與T1只有在5月下旬達(dá)到顯著差異.冬麥田土壤硝態(tài)氮濃度高于稻田,可能的原因或許是旱田條件下沒(méi)有淋失條件所致. 畜禽糞肥會(huì)逐步積累硝態(tài)氮與銨態(tài)氮,在發(fā)酵情況下30d就能達(dá)到最大值,農(nóng)田直接施入情況下可能會(huì)推遲[21].過(guò)量投入畜禽糞便可能導(dǎo)致土壤硝態(tài)氮濃度升高,導(dǎo)致淋失風(fēng)險(xiǎn)增加[22].與施用化肥比較,施用畜禽糞便處理土壤微生物顯著提高了對(duì)胺類、碳水化合物類和氨基酸類碳源的利用能力,降低無(wú)機(jī)氮淋失風(fēng)險(xiǎn)[23].不同畜禽糞便的氮素淋失有差異,豬糞的氮素?fù)p失高,其次是牛糞與雞糞[24].施用畜禽糞便比化肥更有利于提高人為擾動(dòng)土壤中總有機(jī)碳和活性有機(jī)碳含量及土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性,有助于保持土壤無(wú)機(jī)態(tài)氮,減少淋失[25].表層土壤累積硝態(tài)氮濃度導(dǎo)致200cm以下土層硝態(tài)氮明顯累積[5],桃園土壤硝態(tài)氮濃度累積與作物類型、施肥量及耕作措施等有關(guān),峰值通常出現(xiàn)在100～120cm土層[26],設(shè)施菜地由于過(guò)量施用畜禽糞肥導(dǎo)致土壤剖面硝態(tài)氮濃度很大,峰值通產(chǎn)在0～40cm[27-28].土壤隨有機(jī)物碳氮比提高,微生物固定礦化氮增多,土壤硝態(tài)氮濃度下降,淋失減少[29].化肥減量、改善施肥方法和提高肥效能夠減少土壤硝態(tài)氮累積與淋失[30].

表3　土壤30cm土層硝態(tài)氮濃度(mg/kg)Table 3 Soil nitrate concentration at 30cm layer (mg/kg)

3.2 土壤滲濾液

土壤滲濾液每年取4次(稻田),結(jié)果見(jiàn)表4.30cm土層,T1與CK在6月上旬與下旬達(dá)到顯著差異,T2與T1也是如此,T1與CK沒(méi)有達(dá)到顯著差異.滲濾液的硝態(tài)氮濃度在5月下旬與6月上旬沒(méi)有達(dá)到顯著差異,但是在6月上旬、6月下旬與7月下旬之間達(dá)到顯著差異.5月下旬與6月上旬由于取樣間隔較短,滲濾液硝態(tài)氮濃度非常接近,然而6月下旬硝態(tài)氮濃度也不低,這與土壤硝態(tài)氮濃度吻合.7月下旬滲濾液的硝態(tài)氮濃度顯著下降.60cm土層,處理與對(duì)照在5月下旬達(dá)到顯著差異,其中T1最大;T1與CK只有在6月上旬達(dá)到顯著差異,T2與CK沒(méi)有達(dá)到顯著差異,而且CK要高于T2.處理與對(duì)照在6月與7月下旬沒(méi)有達(dá)到顯著差異. 5月與6月下旬,60cm土層差異性要大于30cm土層,滲漏液硝態(tài)氮濃度在6月與7月下旬顯著下降.90cm土層的處理與對(duì)照相比,達(dá)到顯著差異(除7月下旬的T1外),差不多全部處理都高于對(duì)照.雞糞還田后土壤滲濾液的硝態(tài)氮與銨態(tài)氮濃度提升很多[31].在連續(xù)淹水模擬試驗(yàn)情況下,畜禽糞便施用量越低,土壤氮的淋溶越高,不同畜種糞便有淋失量差異,其中豬糞最大,其次是牛糞與雞糞[32].這表明,過(guò)高的畜禽糞便用量,并不能促進(jìn)氮素釋放,作物也不能充分吸收利用,加大了農(nóng)業(yè)面源污染的潛在風(fēng)險(xiǎn),因此適量施用畜禽糞便也非常重要.作物生長(zhǎng)季節(jié)土壤硝態(tài)氮通過(guò)淋失進(jìn)入淺層地下水(生長(zhǎng)季地下水位高150～200cm),監(jiān)測(cè)表明,90cm土層處滲漏液硝態(tài)氮濃度3.5～3.9mg/L,硝態(tài)氮淋失量8～8.69N kg/hm2,滲漏水量 100～120mm.多數(shù)情況下硝態(tài)氮濃度超過(guò)10mg/L,大棚的地下的淺層地下水硝態(tài)氮與有機(jī)氮濃度甚至高達(dá)11.85～46.12mg/L與0.64～5.89mg/L;普通農(nóng)田0.12～4.97與0.03～1.00mg/L;其中,硝態(tài)氮是氮素淋失的主要形態(tài),占總TN的57.3％～92.0％,其次是可溶性有機(jī)氮占7.8％～42.5％,亞硝酸氮僅占1％[33].類似情況在山東省惠民與壽光縣出現(xiàn),蔬菜大棚的地下水硝態(tài)氮濃度9～274mg/L,0～ 100cm土壤硝態(tài)氮濃度147～5038kg /hm2,99％的地下水硝態(tài)氮濃度超過(guò)10mg/L[34-35].化肥氮的大量使用導(dǎo)致地下水硝態(tài)氮污染在很早就已經(jīng)認(rèn)識(shí)到了[36].

表4　稻田土壤滲濾液硝態(tài)氮濃度(mg/L)Table 4 Nitrate concentration of soil leachate in rice field (mg/L)

3.3 畜禽糞便還田與TN及SOM

30cm土層CK、T1和T2的TN是0.72、0.78 和0.88g/kg,T1、T2分別提高了7.72％和22.04％; 30～60cm土層的CK、T1和T2的TN是0.42、0.41和0.45g/kg,T1、T2分別提高-1.26％和6.01％; 60～90cm土層的CK、T1和T2的TN是0.27、 0.32和0.31g/kg,T1、T2分別提高21.39和16.46％.這個(gè)結(jié)果表明土壤氮向深層淋失并最終進(jìn)入地下水.施用越多,淋失量也越多.與對(duì)照的土壤有機(jī)質(zhì)12.67g/kg,30cm土層的T1和T2分別增加0.95和1.41g/kg,分別提高7.50％和11.13％(2013 年10月),因此,豬糞還田能夠增加土壤有機(jī)質(zhì),很多試驗(yàn)結(jié)果都支持這個(gè)結(jié)果.畜禽糞便還田增加了耕作層與犁底層的有機(jī)碳、TN、TP、TK,土壤孔隙度增加11％,團(tuán)聚體的水穩(wěn)性增加,微生物碳與微生物氮分別增加2.1和1.5倍[37].

另外,施肥方式與種植模式對(duì)土壤硝態(tài)氮有很大影響.傳統(tǒng)的施肥方式在早期施肥量大超過(guò)作物的需求,采用氮肥后移施肥方法,減少前期用量和增加中后期用量(總量不變),有效的減少了硝態(tài)氮前期淋失[38].灌區(qū)采用冬小麥-水稻、春小麥-大白菜、青貯玉米、冬小麥-油葵等復(fù)種模式能夠有效降低土壤硝態(tài)氮?dú)埩鬧39];而傳統(tǒng)的稻旱輪作制的休閑期從10月上旬—下年3月上旬或5月中旬,約150或220d的土壤硝態(tài)氮淋失量0.69～0.81kg/hm2[40].農(nóng)林系統(tǒng)能夠減少土壤氮素進(jìn)入地下水主要原因是林果根系吸收利用了上層淋失到深層土壤氮素[41].菜地的硝態(tài)氮淋失大于普通農(nóng)作物主要原因是施肥量大,在糧食作物一季的氮肥施用量不要超過(guò)200kg/hm2,小麥-玉米兩熟情況下有機(jī)氮與無(wú)機(jī)氮施用量不要超過(guò)400kg/hm2情況下,土壤硝態(tài)氮淋失明顯減少[5].

4 結(jié)論

在寧夏引黃灌區(qū),農(nóng)田施用豬糞6000～ 9000kg/hm2,沒(méi)有明顯增加土壤硝態(tài)氮淋失;土壤硝態(tài)氮淋失量稻田大于旱田;豬糞還田水稻產(chǎn)量增加12.26％～11.55％,冬小麥產(chǎn)量增加9.32％～ 12.52％.農(nóng)田長(zhǎng)期施用畜禽糞便,為化肥氮減量還田及土壤硝態(tài)氮淋失控制提供了可能.

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Effect of swine manure application to soil nitrate leaching of paddy-upland rotation-A case study in the Yellow River irrigation area.

YANG Shi-qi1,2, HAN Rui-Yun1,2, WANG Yong-sheng3, LI Ru-liang4, XIE Xiao-jun5, YANG

Zheng-li1,2*(1.Institute of Environment and Sustainable Development in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China；2.Key Laboratory of Agro-Environment and Climate Change, Ministry of Agricultural, Beijing 100081, China；3.Synthesis Research Center of Chinese Ecosystem Research Network, Key Laboratory of Ecosystem Network Observation and Modeling, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China；4.Institute of Agricultural Resources and Environment, Ningxia Academy of Agro-Forestry Science, Yinchuan 750002；5.College of Agronomy, Northwest A and F University, Yangling 712100, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：492～499

Abstract：Water pollution is severe in Ningxia irrigation zone and water quality is classified as Inferior Category V in many of drainage ditches. The main pollutants are nitrate and ammonium. A 5-year swine manure application trial and nitrate leaching losses have been conducted. There are 3 treatments: traditional without manure (CK), traditional matched manure 4500kg/hm2(T1) and traditional matched manure 9000kg/hm2(T2). Nitrate nitrogen leaching losses at 30, 60, 90cm soil layers have been measured by resin core method. The results indicate that swine manure application cannot obviously increase soil nitrate leaching losses at 30cm layer. Contrasting with CK (15.96±0.41) kg/hm2, T1 (16.85±0.40) kg/hm2and T2 (17.01±0.46) kg/hm2do not reach significant differences (P<0.05), the same result as at the 60cm layer. However there are significant differences between treatments and CK and no significant differences between T1 and T2 at 90cm layer. Manure application can increase soil organic matter and total nitrogen. SOM of T1 and T2 are increased 0.95 and 1.41g/kg, which are improved 7.50％ and 11.13％. TN of T1 and T2 are increased 0.06 and 0.16 g/kg at 0～30cm layer, which are improved 7.72％ and 22.04％. Manure application can increase crop yield, rice yield is increasedbook=493,ebook=17612.26％～11.55％, but also winter wheat yield is increased 9.32％～12.52％.

Key words：the yellow River irrigation area；paddy-upland rotation；swine manure application；soil nitrate；leaching

作者簡(jiǎn)介：楊世琦(1970-),男,陜西旬邑人,中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,主要從事農(nóng)田土壤氮流失控制研究.

基金項(xiàng)目：國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2014ZX07201-009)

收稿日期：2015-06-12

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1000-6923(2016)02-0492-08