奶牛养殖废物还田氮营养盐运移规律研究

美 英，刘玉琦，周 航，田彦锋，臧 琛，李现华

（1内蒙古工业大学能源与动力工程学院，呼和浩特 010000；2内蒙古优然牧业有限责任公司，呼和浩特 010000；3内蒙古自治区环境科学研究院，呼和浩特 010010）

0 引言

随着中国畜牧养殖业迅速发展，2019年奶牛存栏量达到742万头[1]。根据第一次全国污染普查公报显示：规模化畜禽养殖粪便产生量约为2.43亿t，中国畜禽养殖业废水排放量占全国各类废水排放总量的41.9%，总氮(TN)占到其排放总量的21.7%，成为水体不可忽视的重要污染源[2]。奶牛养殖是畜牧养殖产业的重要支柱，若处理后的养殖污染物不能被充分利用，排放到环境中对生态环境造成巨大压力，使得水体、土壤以及大气等环境受到污染，造成农田土壤及周边地下水环境的污染问题，成为农业面源污染的主要来源[3]。改善畜牧业养分田间管理，对于发挥畜牧业最大的生产效能，改善环境卫生，提高养分转化效率及农业生产的经济效益、社会效益、生态效益均具有重要意义[4-6]。

中国奶牛养殖废物作为有机肥料施入农田土壤中，以有机肥逐步替代化肥，实现种养结合，是实现化肥零增长和循环农业发展目标的重要途径[7-10]，但奶牛粪便具有含大量氮营养盐的特性，施入农田土壤中可能导致土壤中氮饱和，使氮素通过水体径流、大气挥发、硝化-反硝化、渗漏流失等途径产生损失[11-12]。李宗新等研究了不同施肥田间管理对玉米土壤氮素淋溶的影响，氮素淋溶损失主要以硝态氮为主，硝态氮的淋失量随施氮量的增加而增加[13]。Farneselli[14]、Simonne[15]等试验证明，灌溉施肥有助于实现氮可用性和作物需求之间更好的匹配，并缩短氮源与根系之间的距离。适量的氮肥施入不仅可以增加作物产量，还可以促进氮平衡，从而减轻氮素盈余对环境的污染。

由于氮在土壤中的迁移与气候（降雨、温度等）、耕作方式、地表覆盖、土壤物理、化学、生物性质等因素密切相关[16]，目前干旱半干旱地区石灰性土壤对规模化奶牛养殖废物中氮营养盐的迁移规律及各形态分布还不太清楚，亟需进行土壤、土壤水中各形态氮含量情况的实地监测，揭示农业面源污染随时间空间的变化规律。本研究通过对规模化奶牛养殖场氧化塘废水及发酵牛粪还田进行11种田间管理，研究TN、NO-3-N、NH+4-N在农田土壤环境和农田土壤水环境中的运移规律，为有机粪肥还田提供科学依据和合理建议，为“清洁养殖-畜禽粪便资源化处理-绿色种植”产业链提供理论支持。

1 材料与方法

1.1 试验设计

试验于2018、2019年4—10月在内蒙古自治区呼和浩特市土默特左旗哈沙图村(40.572928°N，111.632565°E)进行。根据当地农事漫灌习惯，田间共设置了11种不同梯度的有机肥施肥田间管理，如表1所示。液肥来源于奶牛养殖厂三级氧化塘出水，固肥为发酵堆肥后的牛粪。试验选用玉米青贮1381作为供试作物，供试田为前期无施肥的空闲土壤，四周设有保护种植区。每种田间管理设3个平行，共33个面积为5.2 m× 5 m=26 m2的小区，各小区间隔1 m，区间铺设1 m深的防渗膜，每个小区内种植8行13列玉米，共104株。基肥于每年玉米播种前一次性施用，追肥肥料于每年作物的大喇叭口期施入试验田。

表1 大田施肥田间管理措施 kg

1.2 采样方案及测定方法

（1）土壤样品采样点使用五点法确定，于植物成熟收割时在1 m×1 m的区域中心处用土钻钻取深度为20、40、50、60、80 cm、的土壤样品，铵态氮和硝酸盐采用《土壤氨、氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮的测定(HJ 634—2012)》进行检测，全氮采用《土壤检测第24部分：土壤全氮的测定自动定氮仪法(NYT 1121.24—2012)》进行检测。

（2）土壤水样品采样点于每个小区第四行和第五行玉米之间，利用土壤水采样器分别于超过10 mm降雨后12 h和施肥追肥后12 h内采集，氨氮、硝氮、总氮采用SAN++SYSTEM连续流动分析仪（荷兰Skalar公司）进行检测。

（3）植物样品于植物成熟后依次取每个小区内一到五行玉米的整株植株，其余地上的杂草等植物使用五点法采集，样品中全氮采用《植株全氮含量测定(NY/T 2419—2013)》进行检测。

1.3 土壤氮平衡

根据韩莹[17]、张欢[18]研究结果，建立农田土壤氮平衡模型，如式(1)所示。

式中：Nb为单位面积氮平衡量，g/m2；Ni为氮的输入量，g/m2；N0为氮的输出量，g/m2；Nf为肥料施入的氮输入量，g/m2；Nd为大气沉降氮输入量，g/m2；Nbnf为生物固氮氮输入量，g/m2；Ns为种子氮输入量，g/m2；Nc为玉米收获氮输出量，g/m2；Nv为氨挥发氮输出量；g/m2；Nde为反硝化氮输出量，g/m2；Nl为土壤淋失氮输出量，g/m2。

呼和浩特地区为典型的干旱半干旱区域，雨水降落后很快渗入到农田土壤中，因此计算氮平衡时忽略径流产生的氮输出项。

2 结果与分析

2.1 土壤中总氮、硝态氮、铵态氮剖面分布情况

试验前，由图1、2可看出，土壤背景值TN、NH+4-N含量呈现随着深度的增加而减小的波浪型变化趋势，分别于地表下10～20、0～10 cm处含量最高；土壤背景值NO-3-N含量随着深度的增加呈现先增大后减小的趋势，于地表下40～50 cm处含量最高。

第一年施肥后，由图1可看出，Q100100、Q7575、Q2525和Q00田间管理在土壤深度为60 cm处TN含量低于背景值，这可能是因为50～80 cm处为试验田的黏土层，氮素容易在该层进行反硝化反应，使得该层土壤中TN含量低于背景值；20～30 cm处土壤NO-3-N的含量小于背景值，这是因为20～30 cm处土壤正是植物根部主要分布区域，而NO-3-N是最容易被植物利用吸收的氮素[19]；土壤NH+4-N含量均随着深度的增加而减小；Q2525田间管理在40～100 cm处土壤NH+4-N含量略低于对照组Q00田间管理。

图1 2018年收获后土壤TN、NO-3-N、NH+4-N剖面分布

2年累计施肥后，各田间管理土壤中TN、NO-3-N、NH+4-N含量分别是第一年施肥后的1.06～1.44、1.14～2.30、1.2～3.8倍，连续多年施肥可能会导致土壤中累积大量的氮素，能够有效增加土壤铵态氮的含量，同时大量的NO-3-N会产生氮淋洗的风险；由图2可看出，各层土壤TN含量均高于背景值，并随着深度的增加而呈现逐渐降低的趋势；土壤NO-3-N含量占TN含量的5.69%；在施肥模式为基肥（液肥）+追肥（液肥）田间管理中NO-3-N含量随着施加液肥比例增大而增大，其中Q00田间管理各层土壤中硝态氮的含量小于背景值，出现了土壤NO-3-N亏损的情况；土壤NH+4-N含量占TN含量的0.23%～0.61%；SQ7575田间管理NH+4-N含量较大；Q100100和Q7575田间管理土壤NH+4-N含量在0～60 cm处略低于背景值，说明Q100100和Q7575田间管理不利于土壤中NH+4-N的积累。

图2 2019年收获后土壤TN、NO-3-N、NH+4-N剖面分布

2.2 土壤水溶液中总氮、硝态氮、铵态氮分布情况

由图3可知，深度在40 cm处土壤水样品中NO-3-N的含量高于其余3个深度，因为玉米根部主要分布在10～30 cm处，NO-3-N是植物可直接吸收利用的主要氮素[20]，因此，40 cm处土壤水溶液中含量较高的NO-3-N有利于植物的生长发育；18年第二次降雨后土壤溶液中NO-3-N含量最大，这是由于18年三次降雨中第二次降雨量最大，随着降雨量的增加土壤NO-3-N的浸出量越大[21]。土壤水溶液中NO-3-N含量是TN含量的68%～91%，说明NO-3-N是土壤水溶液中氮素的主要形态。

图3 施肥和降雨后土壤溶液中NO-3-N含量

由图4可知，土壤水样品中TN的含量在40 cm深度处最高，80 cm深度处含量最低。2019年施基肥后土壤水溶液中TN含量最大，这可能是因为施基肥时肥料中TN含量最大导致的；土壤水溶液中NH+4-N的含量与深度之间没有明显变化规律。2019年第一次降雨后土壤水NH+4-N含量最大；SQ7575田间管理五次土壤水溶液中NH+4-N平均含量最小，SQ5075田间管理NH+4-N平均含量最大，为SQ7575田间管理的2.05倍。土壤水溶液中NH+4-N含量TN含量的0.55%～1.71%，这是因为土壤胶体带负电，对带正电的NH+4-N具有很强的吸附作用，使部分可交换铵态氮保存在土壤中转变成固定态铵，暂时失去其生物有效性，当土壤对NH+4-N的吸附量达到饱和时，在入渗水流的作用下，NH+4-N才可能被淋失出土体[22]。

图4 施肥和降雨后土壤溶液中NH+4-N、TN含量

2.3 不同田间管理对农田土壤氮平衡影响

不同田间管理对农田土壤氮平衡影响如表2所示，计算方法参照公式(1)，表中生物固氮、大气沉降、种子、反硝化等数据来源于文献[23-24]。由表2可知，施肥是农田氮输入的主要来源，淋失是农田土壤主要的氮输出项目。

表2 连续2年施肥后土壤氮平衡状况 mg/m2

SQ5025田间管理植物对氮的转化率最高；SQ5075田间管理植物TN含量最高、淋失氮损失最大，占施氮量的14.73%；SQ7575田间管理淋失氮损失最小，占施氮量的4.19%；施氮量与淋失量之间没有相关关系。在施肥模式为液肥+液肥田间管理中，淋失量、植物对氮素的吸收利用量均随着施入液肥比例的减少而减少。经过连续2年施肥后各田间管理氮盈余量为59.2～349.4 mg/m2，平均值为117.6 mg/m2，Q100100田间管理氮盈余量最大，试验对照组Q00田间管理氮盈余为-36.6 mg/m2，说明仅靠生物固氮和大气沉降作为氮输入来源会造成土壤氮耗竭。

3 结论

（1）2年田间管理出现了氮素累加情况；不同深度各田间管理土壤TN平均含量随着深度增加而呈现逐渐降低的趋势；施氮量与不同田间管理各深度土壤中NO-3-N平均含量呈显著正相关关系。

（2）NO-3-N是奶牛养殖废物还田后土壤水溶液中氮素的主要形态；降雨量的大小直接影响土壤NO-3-N的浸出量。

（3）施肥是农田氮输入的主要来源，淋失是农田氮输出的主要项目；仅靠生物固氮和大气沉降作为氮输入来源会造成土壤的氮耗竭；在施肥模式为液肥+液肥的田间管理中，氮淋失量与液肥施入量成正相关关系。

（4）SQ5025田间管理植物对氮的转化率最高；Q00田间管理措施出现了土壤NO-3-N亏损的情况；Q100100田间管理最易使土壤中氮含量过剩；SQ5075田间管理最容易产生氮淋失；SQ7575田间管理淋失氮损失最小、更有利于植物的生长、有益于土壤中氮素的累积。

4 讨论

经过2年试验，农田土壤中氮素含量总体呈现出随着深度增加而逐渐降低的趋势，仅施加液肥会增大农田土壤氮素淋洗的风险，施加固液耦合肥更有利于农田土壤中氮素的积累。氮素的积累与施氮量成正比关系，为保证农田土壤氮营养盐充足，满足植物、微生物等生长发育对氮素的需求，需要施肥等措施对农田土壤外加氮素。但农耕区过多使用氮肥，其中约有12.5%～45%的氮从土壤中流失并污染地下水[25]，因此优化施肥模式，按需进行田间管理具有重要意义。试验田土壤中TN平均含氮量高于土壤水溶液中TN平均含氮量，11种田间管理各深度土壤中平均含量均高于背景值，SQ7575田间管理土壤TN平均含量最大，是对照组Q00的1.55倍，说明SQ7575田间管理更有益于土壤中氮素的累积。

土壤中NO-3-N平均含量与施氮量呈显著正相关关系，相关系数为0.681，这与Liu[26]等的研究结果一致。如表3所示，土壤水溶液中NO-3-N平均含量是土壤中NO-3-N平均含量的2.8～7.6倍。此外，NO-3-N为土壤水溶液中氮素的主要形态，也是进入地下水最频繁的污染物质[27]。位于试验田土壤深度为50～80 cm处的黏土层，具有极易储存水分而造成水淹环境的特点，降低了NO-3-N持续下移污染地下水的风险，但当累计施肥，氮素含量增大后，黏土层对NO-3-N的作用效果还需要进一步研究。在11种田间管理中，Q100100田间管理土壤中NO-3-N平均含量最大，为对照组Q00的5.18倍，SQ5075田间管理土壤水溶液中TN、NO-3-N平均含量均最大，这两种田间管理增大了硝态氮淋洗的风险，同时有益于土壤中硝态氮的累积，适用于管理喜硝作物种植，例如烟草[28]。

表3 不同田间管理各深度TN、NO-3-N和NH+4-N含量平均值

土壤及土壤水溶液中NH+4-N含量相对NO-3-N含量较少，NH+4-N在发生阳离子交换时易被土壤胶体吸附，在土壤中对于硝态氮的移动较小[29]，容易滞留在农田土壤浅层中。表2中氮损失的主要部分为氨的挥发，中国农田氮肥损失中氨挥发约为11%，在有利于氨挥发的条件下，损失率更可高达40%～50%[23]，大量的氨气对生态系统中的空气、水体、土壤以及当地种植人员的健康会造成不良影响。同时，氨也是一种温室气体，氨气的氧化是大气中氮氧化物的一个潜在源，因此，氨导致的温室效应也不容忽视[30]。