1 引言

　　水資源短缺是農(nóng)業(yè)灌溉面臨的重大挑戰(zhàn)，在農(nóng)業(yè)用水嚴(yán)重緊缺的現(xiàn)狀下，將再生水作為農(nóng)業(yè)灌溉水源，可有效緩解農(nóng)業(yè)用水緊缺形勢(shì)，也是實(shí)現(xiàn)農(nóng)業(yè)可持續(xù)生產(chǎn)及糧食安全的重要保障.以城市生活污水為主要來(lái)源的再生水中含有包括氮在內(nèi)的等多種營(yíng)養(yǎng)成分，用于灌溉可以減少肥料的使用，改善土壤肥力.土壤中的氮素主要是以有機(jī)態(tài)形式存在，而植物直接吸收利用的是無(wú)機(jī)態(tài)氮和少量水溶性有機(jī)氮，只有在土壤動(dòng)物和微生物的作用下有機(jī)態(tài)氮才能轉(zhuǎn)化成能被植物吸收利用的礦物氮，這一過(guò)程稱為土壤氮的礦化，也是土壤氮素內(nèi)循環(huán)的核心和反映土壤供氮能力的一個(gè)重要因素.研究表明，設(shè)施菜田種植前土壤可供給作物的氮素主要包括土壤中存在的無(wú)機(jī)氮和作物生長(zhǎng)期間土壤有機(jī)氮的礦化，作物吸收的氮約50%~80%來(lái)自于土壤.再生水灌溉不僅可促進(jìn)表層微生物數(shù)量的增加，同時(shí)也改變了微生物群落結(jié)構(gòu)，提高了土壤生物活性，促進(jìn)了土壤氮素礦化.此外，長(zhǎng)期再生水灌溉提高了土壤微生物活性，改善了土壤性能.另外，隨著再生水灌溉年限的增加，土壤有機(jī)質(zhì)、總氮、有效磷含量及土壤微生物活性增加明顯.因此，較為準(zhǔn)確的定量描述再生水灌溉土壤的氮素礦化潛勢(shì)，估算當(dāng)季作物種植前土壤的供氮潛力對(duì)指導(dǎo)合理施肥具有重要意義.目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)土壤氮素礦化的研究主要集中在大田作物土壤氮素礦化量的計(jì)算，溫度和土壤類型對(duì)土壤氮素礦化的影響及土壤氮素礦化的模型研究等方面，但有關(guān)不同施氮水平再生水灌溉土壤氮素礦化潛勢(shì)及釋氮節(jié)律的研究鮮有報(bào)道.為此，本試驗(yàn)以長(zhǎng)期再生水灌溉土壤為研究對(duì)象，利用室內(nèi)培養(yǎng)方法，研究不同施氮水平對(duì)長(zhǎng)期再生水灌溉土壤氮素礦化量、礦化速率、吸附參數(shù)和氮素礦化勢(shì)的影響，分析土壤氮素礦化潛勢(shì)及土壤氮素釋放節(jié)律，以期為長(zhǎng)期再生水灌溉下土壤氮肥的合理施用提供理論依據(jù).

　　2 材料與方法

　　供試土壤采自中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院河南省新鄉(xiāng)市農(nóng)業(yè)水土環(huán)境野外科學(xué)觀測(cè)試驗(yàn)站日光溫室，土壤質(zhì)地為粉砂粘壤.試驗(yàn)站位于北緯35°19"，東經(jīng)113°53"，海拔73.2 m，年均氣溫14.1 ℃，年均降水量約588.8 mm，無(wú)霜期210 d，日照時(shí)數(shù)2398.8 h.試驗(yàn)土壤樣本分別取自再生水灌溉4年及常規(guī)施氮處理(施肥量90 kg · hm-2)(A)、再生水灌溉4年及不施氮處理(ReCK)、清水灌溉4年及常規(guī)施氮處理(施肥量90 kg · hm-2)(E)和清水灌溉4年及不施氮處理(CK)番茄收獲后的小區(qū)，每個(gè)土壤樣本小區(qū)內(nèi)分別隨機(jī)選擇3點(diǎn)，采集0~20 cm耕層土壤，混合均勻，除去可見動(dòng)植物殘?bào)w，部分鮮土用于土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量測(cè)定，其余土壤樣品自然風(fēng)干碾磨過(guò)2 mm篩備用.試驗(yàn)用再生水取自試驗(yàn)站附近的河南新鄉(xiāng)市駱駝灣污水處理廠，污水來(lái)源主要為城市生活污水，污水處理工藝為A/O反硝化生物濾池和臭氧氧化組合工藝，再生水常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)完全符合農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(GB 5084—2005)、再生水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(SL 368-2006)和城市污水再生利用農(nóng)田灌溉用水水質(zhì)(GB 20922—2007)的規(guī)定，出水水質(zhì)詳見表 1;灌溉方式采用地表滴灌，番茄全生育期再生水總灌溉量為3736 m3 · hm-2.供試土壤樣本的基本理化性質(zhì)見表 2，說(shuō)明再生水灌溉較清水灌溉增加了土壤有機(jī)質(zhì)含量，提高了土壤的性能.

　　表1 灌溉水水質(zhì)成分

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　　表2 試驗(yàn)地土壤基本理化性

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　　2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

　　本試驗(yàn)采用室內(nèi)常溫培養(yǎng)的方法，以硫酸銨為外源氮肥，試驗(yàn)共設(shè)8個(gè)處理：A(N200)(施氮量200 mg · kg-1)、A(N160)(施氮量160 mg · kg-1)、A(N140)(施氮量140 mg · kg-1)、A(N100)(施氮量100 mg · kg-1)、A(N0)(施氮量0 mg · kg-1)、E、CK、ReCK，每個(gè)處理重復(fù)3次.分別稱取100 g過(guò)2 mm篩的風(fēng)干土樣置于24個(gè)250 mL的三角瓶?jī)?nèi)，采用蒸餾水配置不同濃度(NH4)2SO4溶液，倒入三角瓶?jī)?nèi)，保持土壤含水率為田間持水量(質(zhì)量含水率為24%)，將三角瓶用封口膜密封，以盡量避免水分及氮素反硝化損失，于25 ℃恒溫培養(yǎng)，在第0、7、14、21、28、35、42 d從每個(gè)培養(yǎng)瓶中分別取樣測(cè)定銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量.

　　參照文獻(xiàn)(鮑士旦，2000)方法進(jìn)行測(cè)定，其中，土壤含水量采用烘干法測(cè)定;pH采用PHS-1型酸度計(jì)測(cè)定;有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測(cè)定;硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、全氮、全磷采用德國(guó)BRAN LUEBBE AA3連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定;土壤累積礦化氮量(mg · kg-1，以N計(jì))為當(dāng)次取樣所測(cè)得的礦質(zhì)氮量與初始礦質(zhì)氮量之差;土壤氮礦化速率(mg · kg-1 · d-1)為單位時(shí)間內(nèi)土壤氮的礦化量;礦化勢(shì)為在一定條件下土壤氮素可釋放的最大氮量.

　　2.4.1 土壤吸附參數(shù)Kd

　　Freundlich線性等溫吸附模型如下：

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　　式中，S 為平衡液NH+4-N濃度，換算為每kg土壤的相應(yīng)養(yǎng)分吸附量(mg · kg-1);C0為倒入土壤溶液中銨態(tài)氮的濃度(mg · L-1).

　　2.4.2 一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型

　　采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程(Yeasmin et al., 2012)擬合土壤有機(jī)氮礦化過(guò)程中礦質(zhì)氮的累積變化：

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　　式中，Nt為一段時(shí)間內(nèi)累積的凈礦化氮量(mg · kg-1);N0為氮礦化勢(shì)(mg · kg-1);k為礦化速率常數(shù)(d-1);t為培養(yǎng)時(shí)間(d).

　　2.4.3 統(tǒng)計(jì)分析

　　試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010和SPSS17.0軟件進(jìn)行處理和統(tǒng)計(jì)分析.

　　3 結(jié)果與分析

　　圖 1表明，不同施氮水平土壤氮素礦化累積量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化趨勢(shì)基本一致，培養(yǎng)前期(<7 d)土壤氮素累積礦化量增加較快，后期土壤氮素累積礦化量趨于平穩(wěn);各處理在培養(yǎng)的第28 d后基本達(dá)到平衡狀態(tài)，且同一時(shí)段A(N200)、A(N160)、A(N140)、A(N100)、A(N0)、E、CK、ReCK處理間土壤累積礦化氮量存在顯著差異(p<0.05).表明不同外源氮肥輸入對(duì)土壤氮素的礦化能力影響顯著.

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　　圖1 不同培養(yǎng)時(shí)間土壤氮素累積礦化量

　　3.2 不同施氮處理對(duì)土壤氮素礦化速率的影響

　　隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，各施氮處理土壤氮素礦化速率下降明顯(表 3).在培養(yǎng)期間，不同施氮處理的礦化速率大致可以劃分為3個(gè)階段：0~7 d為第一階段，各處理土壤的礦化速率為1.74~14.90 mg · kg-1 · d-1;7~21 d為第二階段，各處理的礦化速率迅速下降為0.97~3.91 mg · kg-1 · d-1;21~42 d為第三階段，各處理的礦化速率下降緩慢，基本趨于平穩(wěn)，礦化速率為0.76~2.02 mg · kg-1 · d-1.A(N200)、A(N160)、A(N140)、A(N100)、A(N0)、E、 CK、ReCK各處理在培養(yǎng)期間的平均礦化速率分別為 4.92、5.31、2.83、3.13、2.70、1.38、1.14、1.59 mg · kg-1 · d-1，且ReCK處理的土壤平均礦化速率為CK處理的1.39倍.

　　表3 不同培養(yǎng)時(shí)間不同施氮處理土壤氮素礦化速率的動(dòng)態(tài)變化

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　　3.3 不同施氮處理土壤吸附參數(shù)Kd及土壤潛在礦化勢(shì)預(yù)測(cè) 3.3.1 土壤吸附參數(shù) Kd的確定

　　吸附是描述溶質(zhì)在土壤固相、液相的相對(duì)分布，它參與了溶質(zhì)在土壤中的運(yùn)移過(guò)程，對(duì)溶質(zhì)運(yùn)移起著阻滯作用.Kd越大表明土壤固相吸附的溶質(zhì)量越大，反之，Kd越小表明溶質(zhì)保持在土壤溶液中的量越多.根據(jù)表 4中的數(shù)據(jù)，繪制S-C0關(guān)系曲線，并用直線擬合兩者之間的關(guān)系，結(jié)果為：S=0.0022C0，R2=0.938，則吸附參數(shù)Kd為0.0022 L · kg-1.

　　表4 不同處理土壤NH4+吸附試驗(yàn)結(jié)果

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　　3.3.2 土壤潛在礦化勢(shì)的預(yù)測(cè)

　　一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合結(jié)果表明(表 5)，不同施氮處理土壤氮素礦化勢(shì)(N0)的變化范圍為10.93~92.88mg · kg-1，其由小到大的順序依次為CK

　　表5 不同處理土壤氮素礦化的一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)

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　　氮素礦化速率常數(shù)的大小反映了土壤供氮的強(qiáng)度.從表 5看出，CK處理土壤氮素礦化速率常數(shù)最大，A(N200)、A(N160)、A(N140)相差不大;與對(duì)照ReCK相比，A(N100)、A(N0)、E處理提高了土壤供氮強(qiáng)度.微生物活動(dòng)和酶動(dòng)力學(xué)性質(zhì)決定著土壤中氮的礦化過(guò)程，因此，采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程描述氮礦化過(guò)程是合理的.

　　3.3.3 A(N160)處理下土壤礦化潛勢(shì)與釋氮節(jié)律耦合模型的構(gòu)建

　　為了模擬A(N160)處理下土壤礦化潛勢(shì)與釋放節(jié)律，通過(guò)不同培養(yǎng)時(shí)間與土壤氮素累積礦化量的回歸分析，利用最小二乘法建立土壤氮素累積礦化量Nt與培養(yǎng)時(shí)間t的耦合模型為Nt=117.5072t-0.1062，考慮不同土壤本底B0差異，修正后的A(N160)處理下的培養(yǎng)時(shí)間、土壤本底與土壤氮素累積礦化量模型為N0=B0+117.5072t-0.1062，R2=0.922.該模型較好地描述了土壤本底、氮肥輸入對(duì)土壤氮素礦化潛勢(shì)的影響，反映了土壤氮素的釋放節(jié)律.

　　4 討論

　　土壤氮的礦化是在微生物參與下的生物化學(xué)過(guò)程，是有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為礦質(zhì)氮，為植物提供可吸收利用氮素的關(guān)鍵過(guò)程.土壤氮素的礦化與氮素的供應(yīng)密切相關(guān)(王艷杰等，2005)，并對(duì)生態(tài)系統(tǒng)中氮肥有效性起著非常重要的作用.本研究表明，土壤氮素礦化量受外源氮肥輸入影響較大，通過(guò)對(duì)不同培養(yǎng)時(shí)間土壤氮素礦化累積量的分析，探明了不同施氮處理土壤氮素礦化過(guò)程，即外源氮肥輸入后，前期土壤氮素礦化較快，土壤氮素累積礦化量迅速增加，土壤供氮能力顯著提高，中后期受本底土壤氮素及外源氮肥輸入影響，土壤氮素礦化減弱，土壤氮素累積礦化量增加并不明顯.A(N160)處理與其它處理相比顯著提高了土壤氮素礦化累積量，達(dá)到峰值時(shí)的累積礦化氮量為104.29 mg · kg-1，是全氮量的7.95%，表明長(zhǎng)期再生水灌溉輔以適宜施氮水平下，外源氮肥輸入顯著刺激了土壤氮素正向礦化過(guò)程，顯著提高了土壤肥力和土壤供氮能力(Truu et al., 2009;高兵等，2008).同時(shí)，在培養(yǎng)前期，再生水灌溉4年及不施氮處理(ReCK)的土壤氮素礦化累積量顯著高于清水灌溉4年及不施氮處理(CK).

　　生態(tài)系統(tǒng)中氮素的有效性和損失量可采用氮素礦化速率作為評(píng)價(jià)指標(biāo).土壤氮素礦化速率在一定程度上反映了土壤在某段時(shí)間內(nèi)氮礦化量的大小及礦化的難易程度(歐陽(yáng)媛等，2009).在本試驗(yàn)中，不同培養(yǎng)時(shí)間土壤氮素礦化速率的分析表明，隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，土壤氮素礦化速率逐漸降低，但降幅依次減小并趨于平穩(wěn)狀態(tài).趙長(zhǎng)盛等(2013)在華中地區(qū)兩種典型菜地土壤中氮素礦化特征研究中發(fā)現(xiàn)，兩種土壤的礦化速率隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而降低，潮土在培養(yǎng)91 d以后的礦化速率為0.32 mg · kg-1 · d-1，黃棕壤為0.13 mg · kg-1 · d-1;也有研究表明(馬興華等，2011)，典型植煙土壤氮素礦化速率在培養(yǎng)前期為正值;各階段土壤氮素礦化速率在培養(yǎng)4周以后為負(fù)值.本研究A(N160)處理的平均礦化速率最大，為5.31 mg · kg-1 · d-1.礦化速率劃分的3個(gè)階段說(shuō)明在培養(yǎng)前期表現(xiàn)為土壤氮的礦化，在培養(yǎng)的中后期，各階段表現(xiàn)為土壤氮的固定.不同施氮處理，再生水灌溉土壤氮素礦化速率均顯著高于清水灌溉處理，這主要是因?yàn)樵偕泻胸S富的有機(jī)物，有機(jī)物的輸入為微生物生長(zhǎng)提供了良好環(huán)境，促進(jìn)了土壤氮素的礦化過(guò)程(Chen et al., 2015).

　　從不同處理土壤NH+4吸附試驗(yàn)的擬合結(jié)果來(lái)看，R2值為0.938，吸附參數(shù)Kd為0.0022 L · kg-1，說(shuō)明線性擬合并不十分理想，Kd值偏小，則保持在土壤溶液中的溶質(zhì)量較多.一定條件下土壤有機(jī)氮經(jīng)礦化可釋放的最大氮量被稱為氮素礦化勢(shì)(Stanford et al., 1972).余曉鶴等(1991)的研究表明，氮素礦化勢(shì)N0不但反映了土壤供氮的容量，同時(shí)也反映了土壤的供氮強(qiáng)度，N0決定了土壤供氮的能力.本文以培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)得到的數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，依據(jù)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程估算了土壤氮素礦化勢(shì)N0和礦化速率常數(shù)k，并且建立了不同土壤本底(B0)條件下A(N160)處理土壤礦化潛勢(shì)的耦合模型，該模型較好地描述了土壤本底、外源氮肥對(duì)土壤氮素礦化潛勢(shì)的關(guān)系，反映了外源氮肥輸入下再生水灌溉土壤氮素的釋放節(jié)律.本實(shí)驗(yàn)中A(N160)處理下土壤礦化勢(shì)N0更高，為92.88 mg · kg-1，表明再生水灌溉輔以適宜的施氮量可促進(jìn)土壤氮素礦化、提高土壤肥力(Lee，2010).具體參見 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　5 結(jié)論

　　1)培養(yǎng)前期土壤氮素礦化較快，中后期變化較慢，土壤供氮平穩(wěn)，同一時(shí)段不同處理間土壤累積礦化氮量存在顯著差異(p<0.05)，表明不同外源氮肥輸入對(duì)土壤氮素的礦化能力影響顯著，A(N160)處理的供氮能力最強(qiáng).

　　2)在培養(yǎng)前期ReCK處理的土壤氮素礦化累積量顯著高于CK處理，表明再生水灌溉較清水灌溉促進(jìn)了土壤氮素的礦化，顯著提高了土壤氮素活性;土壤氮素的礦化速率隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而逐漸降低，但降幅依次減小并趨于平穩(wěn)，且不同施氮處理再生水灌溉土壤氮素礦化速率顯著高于清水灌溉處理.

　　3)不同土壤肥力水平(B0)、外源施氮A(N160)調(diào)控，土壤氮素礦化潛勢(shì)可表達(dá)為N0=B0+117.5072t-0.1062.