楊世琦,韓瑞蕓,王永生, 劉汝亮,謝曉軍,楊正禮*(.中國農業(yè)科學院農業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,北京 0008；2.農業(yè)部農業(yè)環(huán)境與氣候變化重點開放實驗室,北京 0008；.中國科學院地理科學與資源研究所生態(tài)網(wǎng)絡觀測與模擬重點實驗室,CERN綜合研究中心,北京 000；.寧夏農林科學院,寧夏 銀川 70002；.西北農林科技大學林學院,陜西 楊凌 7200)

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豬糞還田對土壤硝態(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.中國農業(yè)科學院農業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,北京 100081；2.農業(yè)部農業(yè)環(huán)境與氣候變化重點開放實驗室,北京 100081；3.中國科學院地理科學與資源研究所生態(tài)網(wǎng)絡觀測與模擬重點實驗室,CERN綜合研究中心,北京 100101；4.寧夏農林科學院,寧夏 銀川 750002；5.西北農林科技大學林學院,陜西 楊凌 712100)

摘要：寧夏引黃灌區(qū)是水污染嚴重地區(qū)之一,大部分排水溝水質屬于劣五類,主要污染物是硝態(tài)氮與銨態(tài)氮.豬糞還田試驗共有3個處理: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).采用樹脂芯法測定了30,60,90cm土層的硝態(tài)氮淋失量.結果表明,30cm土層處,豬糞還田沒有明顯增加土壤硝態(tài)氮淋失.與對照(15.96±0.41) kg/hm2相比,T1(16.85±0.40)kg/hm2與T2(17.01±0.46) kg/hm2沒有達到顯著差異(P>0.05);60cm土層處理與對照也沒有達到顯著差異;90cm土層處的豬糞處理與對照達到顯著差異,處理之間沒有差異.豬糞還田有利于土壤有機質和總氮提高,30cm土層,與對照相比,T1和T2的有機質增加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量,水稻增產12.26％～11.56％,冬小麥產量提高9.32％～12.52％.

關鍵詞：黃灌區(qū)；稻旱輪作制；豬糞還田；土壤硝態(tài)氮；淋失

? 責任作者, 副研究員, yangshiqi@caas.cn

《2014年中國環(huán)境狀況公報》表明針對全國423條主要河流、62座重點湖泊(水庫)的968個國控地表水監(jiān)測斷面(點位)的水質監(jiān)測顯示,Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ、劣Ⅴ類水質斷面分別占3.4％、30.4％、29.3％、20.9％、6.5％、9.2％,主要污染指標為化學需氧量、總磷和五日生化需氧量[1].在4896個地下水監(jiān)測點位中,水質優(yōu)良級的監(jiān)測點比例為10.8％,良好級的監(jiān)測點比例為25.9％,較好級的監(jiān)測點比例為18％,較差級的監(jiān)測點比例為45.4％,極差級的監(jiān)測點比例為16.1％[1].美國1990年的調查表明,農業(yè)面源污染約占總污染量的2/3,其中農業(yè)面源污染占面源污染總量的68％～83％,導致50％～70％的地面水體受污染或受影響;2006再次調查表明農業(yè)面源污染面積比1990年減少了65％[2].寧夏黃灌區(qū)是我國北方重要的灌區(qū),同時也是黃河上游農田退水導致氮素流失與水污染的重災區(qū),區(qū)內排水溝NH4+-N濃度20～30mg/L,最高70mg/L,斷面水質達標率僅為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10mg/L[3].在華北地區(qū)14個縣的調查結果表明有一半地下水硝酸鹽含量超過10mg/L[4].

農田施用有機物料減少有機氮在短時間內釋放,從而能夠減少土壤硝態(tài)氮流失,畜禽糞便替代部分化學氮肥能夠調節(jié)土壤氮素代謝釋放速率.歐盟國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].日本岐阜縣各務原1970～2000年關于有機肥、合理施肥和施用緩釋肥對比試驗表明,有機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.對有機物料進行堆肥處理,能夠使有機肥的礦化速率降低,增加有機肥的穩(wěn)定性,對施肥后減少NO3--N的淋失有積極作用[6-7],傳統(tǒng)施肥的土壤硝態(tài)氮流失是有機肥的4.4～ 5.6倍,有機無機混施介于中間[8].Mamo等[9]連續(xù)觀測發(fā)現(xiàn),蔬菜田有機肥替代化學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.施用有機物料能夠促進微生物氮形成,降低土壤無機氮濃度[11].有機肥長期大量的施用也會引起土壤中硝態(tài)氮的累積和淋溶.禽糞施用量超過11.2t/(hm2?a)會產生淋溶[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)的農田有機肥施用不應超過175N kg/hm2[13].日本流域調查中發(fā)現(xiàn)可溶性有機碳與硝態(tài)氮濃度表現(xiàn)典型的負相關,土壤有效氮富余總是與碳源虧空緊密相關[14].一般都認為,施用有機肥減少土壤硝態(tài)氮淋失的主要原因是通過增加土壤有機質含量而改善土壤理化性狀和提高黏粒及團聚體的含量,增強土壤束縛硝態(tài)氮性能,進而限制硝態(tài)氮垂直移動和減少了淋失量.寧夏引黃灌區(qū)農田土壤有機質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致土壤養(yǎng)分流失的重要原因;灌區(qū)農田氮肥施用量301kg/hm2,是全國平均的1.6倍;地表水來自農田總氮與硝氮的流失量占到總量的61％～66％和76.5％～81％[15].樹脂芯法被認為是測定土壤氮素礦化速率最優(yōu)的方法,在借鑒離子交換樹脂研究硝態(tài)氮流失方法的基礎上[16-17],試驗采用改進樹脂芯法,研究秸稈還田對土壤氮素流失的影響,通過觀測不同階段樹脂吸附硝態(tài)氮量,以估算農田不同土層的硝態(tài)氮單位面積淋失負荷.

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)基本情況

試驗區(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.試驗區(qū)農田土壤主要理化性狀見表1.

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

1.2 試驗設計

試驗田小區(qū)采用水泥埂隔開,沿埂開溝深120cm(地上高40cm,地下深80cm),溝內壓塑料膜,以防小區(qū)相互干擾.試驗3個處理,CK為無秸稈還田,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.小區(qū)面積200m2.水稻秸稈切碎5～10cm還田,翻深30cm.試驗期2009～2013年.水稻試驗施肥: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

樹脂芯法在用于草原或者表層土壤氮礦化量的測定,與直接采集土壤或測定土壤滲漏水的結果基本一致[18-19].本試驗采用改進的樹脂芯法, 由76mm(直徑)×0.82mm(管壁厚度)的不銹鋼管(高度根據(jù)需要調整)、60目尼龍網(wǎng)制作的8×8cm樹脂袋(內裝有15g氯型,強堿性陰離子樹脂)和兩片直徑為74mm的鋁塑板(鋁塑板上打有13個直徑為3mm的小孔)組成,裝置見圖2.樹脂袋上下的兩片鋁塑板以防上下層土壤對樹脂袋的污染,鋁塑板設置小孔.為減少管內外土壤環(huán)境差異,管壁上打孔.把手的功能是方便樹脂管提取.采用717#型強酸性苯乙烯系陽離子交換樹脂,離子交換樹脂預處理方法采用GB/T5476-1996[20].主要改進之處體現(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構,基本上實現(xiàn)原位培養(yǎng).樹脂管長度有42、72和102cm共5個型號,分別用于收集30、60和90cm土層的硝態(tài)氮淋失量.樹脂管成直線排列,間隔2m,每個小區(qū)沿對角線3組重復.樹脂管下端鍥型面10cm長,鋁塑板通過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脂管.試驗開始,先將樹脂管打入土壤,再提出去掉鍥面及鍥面上2cm的土壤(收集起來回填),三是放入鋁塑板和樹脂袋(16g)并固定好,四是將樹脂管原位放入土壤中,五是培養(yǎng)一段時間后提出樹脂管,取出樹脂袋送回實驗室冰箱保存,并放入新的樹脂袋開始下一階段培養(yǎng).

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

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

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

2 結果

2.1 土壤硝態(tài)氮淋失量

土壤硝態(tài)氮流失見表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,處理與對照沒有達到顯著差異;60cm土層,T2與對照達到顯著差異(2010和2013年),T1與對照達到顯著差異(2013年);T2與T1只有在2010年達到顯著差異.90cm土層,T2與對照,T1與對照在2010、2012 和2013年達到顯著差異,T2與T1只有在2012年達到顯著差異;稻田與冬麥田達到顯著差異.90cm和60cm土層,與30cm相比,硝態(tài)氮流失量達到顯著差異;但T2與T1沒有達到顯著差異. 圖2中反映的硝態(tài)氮淋失趨勢:在試驗期內,淋失量隨土壤深度變化而降低,冬麥田低于稻田;3年稻田試驗結果接近,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月下旬均達到了顯著差異;T1與CK沒有達到顯著差異;T2與CK除了5月與6月下旬均達到顯著差異.在作物生長前期,土壤硝態(tài)氮濃度較高,水稻移栽前與生長后期較低.在冬麥田,5月下旬土壤硝態(tài)氮濃度高于其他階段且達到顯著差異,6月下旬達到最低值.T2與CK在四月中旬與5月下旬達到顯著差異,T1與CK只有在4月中旬達到顯著差異,T2與T1只有在5月下旬達到顯著差異.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有淋失條件所致. 畜禽糞肥會逐步積累硝態(tài)氮與銨態(tài)氮,在發(fā)酵情況下30d就能達到最大值,農田直接施入情況下可能會推遲[21].過量投入畜禽糞便可能導致土壤硝態(tài)氮濃度升高,導致淋失風險增加[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胺類、碳水化合物類和氨基酸類碳源的利用能力,降低無機氮淋失風險[23].不同畜禽糞便的氮素淋失有差異,豬糞的氮素損失高,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土壤中總有機碳和活性有機碳含量及土壤團聚體穩(wěn)定性,有助于保持土壤無機態(tài)氮,減少淋失[25].表層土壤累積硝態(tài)氮濃度導致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,峰值通常出現(xiàn)在100～120cm土層[26],設施菜地由于過量施用畜禽糞肥導致土壤剖面硝態(tài)氮濃度很大,峰值通產在0～40cm[27-28].土壤隨有機物碳氮比提高,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),結果見表4.30cm土層,T1與CK在6月上旬與下旬達到顯著差異,T2與T1也是如此,T1與CK沒有達到顯著差異.滲濾液的硝態(tài)氮濃度在5月下旬與6月上旬沒有達到顯著差異,但是在6月上旬、6月下旬與7月下旬之間達到顯著差異.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,處理與對照在5月下旬達到顯著差異,其中T1最大;T1與CK只有在6月上旬達到顯著差異,T2與CK沒有達到顯著差異,而且CK要高于T2.處理與對照在6月與7月下旬沒有達到顯著差異. 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土層的處理與對照相比,達到顯著差異(除7月下旬的T1外),差不多全部處理都高于對照.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,過高的畜禽糞便用量,并不能促進氮素釋放,作物也不能充分吸收利用,加大了農業(yè)面源污染的潛在風險,因此適量施用畜禽糞便也非常重要.作物生長季節(jié)土壤硝態(tài)氮通過淋失進入淺層地下水(生長季地下水位高150～200cm),監(jiān)測表明,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10mg/L,大棚的地下的淺層地下水硝態(tài)氮與有機氮濃度甚至高達11.85～46.12mg/L與0.64～5.89mg/L;普通農田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10mg/L[34-35].化肥氮的大量使用導致地下水硝態(tài)氮污染在很早就已經認識到了[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％.這個結果表明土壤氮向深層淋失并最終進入地下水.施用越多,淋失量也越多.與對照的土壤有機質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質,很多試驗結果都支持這個結果.畜禽糞便還田增加了耕作層與犁底層的有機碳、TN、TP、TK,土壤孔隙度增加11％,團聚體的水穩(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-油葵等復種模式能夠有效降低土壤硝態(tài)氮殘留[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].農林系統(tǒng)能夠減少土壤氮素進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200kg/hm2,小麥-玉米兩熟情況下有機氮與無機氮施用量不要超過400kg/hm2情況下,土壤硝態(tài)氮淋失明顯減少[5].

4 結論

在寧夏引黃灌區(qū),農田施用豬糞6000～ 9000kg/hm2,沒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;豬糞還田水稻產量增加12.26％～11.55％,冬小麥產量增加9.32％～ 12.52％.農田長期施用畜禽糞便,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

作者簡介：楊世琦(1970-),男,陜西旬邑人,中國農業(yè)科學院農業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,主要從事農田土壤氮流失控制研究.

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

收稿日期：2015-06-12

中圖分類號：X53

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0492-08