乳業再生水長期灌溉對土壤有效氮素的影響及評價

吉時育，王 勇，2，張 琨，郭書婷

（1.內蒙古師范大學地理科學學院，呼和浩特 010022；2.內蒙古節水農業工程研究中心，呼和浩特 010022）

0 引言

再生水是指工業廢水或生活污水經適當工藝處理后，達到相關水質標準，能夠滿足某種用途要求的非飲用水。國家“十四五”規劃綱要提出“強化農業節水增效，鼓勵再生水利用”。再生水作為一種非常規水源，用于農業灌溉不僅可以減少農業淡水資源用量，而且其富含氮磷鉀等農作物所必須的養分，灌溉后會對土壤養分含量及形態產生重要作用，進而影響作物生理和生長發育。作為構成生物體氨基酸、蛋白質和核酸主要成分的氮(N)，是作物生長發育不可或缺的營養元素，與作物產量密切相關。多年來有關再生水灌溉的土壤氮效應一直備受學者關注，并有大量文獻報道。但已有研究結果差異較大，部分結果顯示再生水灌溉能顯著提高土壤氮素[1]，也有結果顯示對提高土壤氮素的效果有限或者無效[2]。這些研究結果不一致的可能原因是土壤氮素含量及形態變化除與土壤和作物種類和灌溉歷時等因素有關外，還與生產再生水的污水水質有關。源于不同行業污水的再生水，雖然總氮排放限值標準相同，但所含氮素形態有差異，灌溉后在土壤中的可轉化性能和被植物吸收利用的難易程度也不同。因此，開展源于不同污水的再生水（再生水分質）灌溉效應研究，是深入研究再生水灌溉機理或機制的重要途徑。乳業是內蒙古的重要產業，用水量和排污量大，污水中所含乳脂肪、乳糖和乳蛋白等有機物多，COD濃度高，多屬易生化處理的有機廢水[3]。目前關于乳業再生水灌溉效應研究報道較少。本文以乳業再生水灌溉區為研究對象，研究乳業再生水長期灌溉后（17年）土壤氮素形態及分布特征，并對其土壤有效氮素水平進行評價。研究結果不僅可為乳業再生水灌溉的可行性提供佐證，而且對促進深入理解再生水氮素在土壤中的遷移轉化和植物吸收利用機制或機理也有作用。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于呼和浩特市和林格爾縣盛樂經濟園區，地理坐標為東經111°45′00″，北緯40°40′00″。園區海拔1 100～1 130 m，年平均氣溫5.4℃，最高氣溫31℃，最低氣溫-21℃，年均降水量421 mm，蒸發量1 600～2 500 mm，平均風速2.3 m/s，凍土深度1.40 m。屬中溫帶半干旱大陸性季風氣候。

2004年，園區建成一座設計規模為6 000 m3/d的污水處理廠，設計排放水質標準為《農田灌溉水質標準》（GB5084-2005）。2014年，園區對該污水處理廠進行升級改（擴）建，處理規模2.15萬m3/d，出水水質標準為《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)一級A標準。污水處理廠的污水主要為乳業廢水，占污水總量的91.45%，生活污水占3.25%，其他行業污水占5.3%。

2004年至今，污水處理廠排水下游部分農田一直利用該污水廠的出水進行灌溉。下游農田面積約409.32 hm2，其中再生水灌溉面積約59.2 hm2，井灌區面積270.89 hm2，再生水和井水混灌面積79.23 hm2。

1.2 試驗布置及樣品采集

2020年10月，通過實地踏勘污水廠排水口和灌溉渠系走向、機電井的位置，結合地形圖和農戶訪談，依據灌溉水質，在長期種植籽粒玉米地，選擇了3個典型灌溉區，即機井水灌溉區（JG）、再生水灌溉區（ZG）和機井水與再生水混灌區（HG），見圖1。在灌溉區東北部污水提升泵站旁（主要儲蓄經前處理的乳業和市政污水），分別于2016年和2020年設置了2個污水直接灌溉試驗地（W5和W1），面積均為400 m2。3個典型灌溉區長期采用傳統畦灌，年灌水3次，2020年灌水時間：4月24日、6月30日、11月13日，2021年灌水時間：4月21日、7月4日、11月4日，灌水 定額600～750 m3/（hm2·次），施入等量復合肥（N-P-K 26%-12%-12%），玉米生育期不追肥。2個污灌試驗地種植的作物為飼料玉米，灌溉、施肥方式與典型灌溉區相同。共5個灌溉試驗處理（見表1），灌溉水質見表2，灌區土壤機械組成及質地見表3。

表2 灌溉水質 mg/LTab.2 Irrigation water quality

表3 灌區土壤機械組成Tab.3 Soil mechanical composition of irrigation areas

圖1 灌區及采樣點分布圖Fig.1 Irrigation areas and distribution map of sampling points

表1 試驗處理Tab.1 Experimental treatments

采樣在5個灌溉試驗區進行，隨機選擇3個樣點（見圖1），每個樣點用土鉆分5層取土采樣，采樣深度分別為0～10、10～30、30～50、50～70、70～90 cm。共18個取樣點，單次采90個土樣，2020年10月5-7日秋收后和2021年4月30日-5月2日春播前采樣兩次，共計180個圖樣。將采集土樣封裝帶回實驗室，自然風干后過篩備用。

1.3 參數測定

灌溉水質：COD（Cr）采用GB11914-89重鉻酸鹽法測定，NH3-N采用GB7479-87納氏分光光度法測定，TP（總磷）采用GB111893-89鉬酸銨分光光度法測定，TN（總氮）采用GB/T11894-1989堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定，SS（懸浮物）采用GB11901-89重量法測定。

土壤：土壤機械組成采用NY/T 1121.3-2006比重計法測定，堿解氮含量采用K9840自動凱氏定氮儀測定，銨態氮和硝態氮采用HJ 634-2012標準氯化鉀浸提-分光光度法測定，水解性有機氮=堿解氮-無機氮（銨態氮+硝態氮）。

1.4 土壤氮素評價方法

利用綜合評價指數法對土壤有效氮素水平進行評價，具體步驟如下：

（1）利用模糊數學方法求權重：確定土壤銨態氮、硝態氮和水解性有機氮為評價對象，建立評價指標體系，利用公式（1）、（2）構造水平矩陣R，公式（3）計算第j個指標下第i項的權重值fij，公式（4）求各氮素熵值，公式（5）求各氮素的熵值權重：銨態氮為0.172、硝態氮為0.514、水解性有機氮為0.314。

（2）利用正S型函數公式（6）求3種氮素的隸屬度。

（3）利用公式（7）求不同灌溉處理土壤的有效氮素綜合評價指數（IFI，integrated fertility index），IFI數值越高，表示土壤有效氮素水平越高。

正向指標：

負向指標：

式中：fij為第j個指標下第i項的權重。

式中：Hj為第j個指標的熵值。

式中：wj為第j個指標的熵值權重。

式中：Si表示隸屬度值；x表示指標實測值；L和H分別表示下限和上限臨界值(表4)。本研究選取評價指標實測的最大最小值作為指標閾值的上下限[4]。

表4 土壤氮素指標隸屬度函數上下限 mg/kgTab.4 Upper and Lower Limits of Soil Nitrogen Index Membership

式中：IFI為有效氮素綜合評價指數；Si為第i項土壤肥力評價指標的隸屬度值；ɑi為第i項土壤肥力評價指標的權重值。

1.5 數據處理

用Excel 2019和SPSS Statistics 21.0軟件進行數據統計分析，采用OriginPro 2018繪圖。

2 結果與分析

堿解氮在本研究中作為有效氮總量，不涉及氮素形態，因此本研究著重分析堿解氮的組成部分：銨態氮、硝態氮和水解性有機氮。

2.1 土壤銨態氮變化

圖2為不同灌溉處理對銨態氮的影響，由圖2（a）可知，10月采樣的5種灌溉處理方式，不同灌溉處理對銨態氮的影響有所差異性。W1處理方式在0～90 cm內，銨態氮隨著土層深度的增加而逐漸降低。W5處理方式在0～30 cm內變幅較大，在30 cm以下，隨著深度的增加含量基本保持不變。JG處理方式、HG處理方式均在0～50 cm內，銨態氮含量變化幅度較小，在50 cm以下，含量變化呈現“V”型變化特點。ZG處理方式在0～90 cm內含量呈現波動化變化的特點，表明在其灌溉條件下其含量變化極不穩定。通過分析5種灌溉方式，發現污水灌溉1年的土壤銨態氮含量變化幅度最大。

4月份土壤銨態氮在5種灌溉處理方式下，含量變化如圖2（b）所示。W1處理方式下土壤銨態氮含量先在0～30 cm內驟增，隨之在30 cm以下則出現遞減的變化特點。W5處理方式下銨態氮含量在0～90 cm內基本呈現遞減變化特征。JG處理方式下銨態氮含量在0～50 cm內出現“V”字型變化特點，之后隨著深度的增加，含量保持穩定。HG處理方式下的銨態氮在0～90 cm內先逐漸增加再逐漸減小。ZG處理方式在0～90 cm內含量呈現波動變化的特點。

圖2 不同灌溉處理對土壤銨態氮的影響Fig.2 Effects of different irrigation treatments on soil ammonium nitrogen

綜上，10月份與4月份不同灌溉處理后的土壤銨態氮有異同點。相同點主要為在污水灌溉下，土壤銨態氮均呈現隨土層深度增加而含量減少，影響程度逐漸降低。污水灌溉、再生水灌溉、混合灌溉下，土壤銨態氮含量均大于機井水灌溉。差異點在于10月份各處理方式的土壤銨態氮基本低于4月份，這是由于冬季低溫所致，部分微生物因低溫凍死，體內有機氮以無機氮形式釋放，更多養分被釋放也會促進殘存微生物的有機氮礦化作用[5]。10月份混合水灌溉的土壤銨態氮與再生水灌溉具有交叉分布特點，這是因為10月份采樣時土壤硝態氮所當季植物消耗以及氣態揮發，故兩者無明顯差異。4月采樣于灌溉8 d后采樣，銨態氮揮發有限，同時未受當季植物消耗，在再生水銨態氮含量明顯高于機井水的情況下（表2），呈現4月份再生水灌溉的土壤銨態氮含量明顯大于混合水、機井水灌溉。

2.2 土壤硝態氮變化

從圖3（a）10月采樣可知，W1和W5兩種污水灌溉處理方式下，土壤各層硝態氮的影響具有相同的變化特征，其各層含量均大于其他灌溉方式，且W1硝態氮含量大于W5的各層含量，說明污水灌溉對土壤硝態氮的提升具有明顯作用，這種提升作用有隨著灌溉水中氮含量或有機物相對含量的增加而增加的趨勢（見表2）。在ZG、HG、JG三種灌溉處理中，HG和ZG在各層中的硝態氮含量均大于JG含量，且隨著土層深度的增加，HG和ZG呈現交錯分布的特征，JG各層基本穩定，保持不變。表明機井水灌溉對土壤硝化作用影響小，污水灌溉影響最大，混合水和再生水次之。

由圖3（b）顯示，4月份各種灌溉處理方式下土壤硝態氮含量變化明顯，在各層中經W1處理的土壤硝態氮含量最大，且其各層變幅也最大，表明第一年污水灌溉對土壤的硝態氮影響具有隨機性。W5處理中土壤硝態氮各層含量均低于W1處理的含量，說明污水灌溉隨著灌溉時長的增加，灌溉水中的氮或有機物質含量對土壤硝態氮的提升作用在降低。在再生水、機井水以及混合灌溉的三種處理方式中，除表層0～10 cm內，再生水和混合水含量差異較小外，其余土層均為混合灌溉＞再生水灌溉＞機井水灌溉。機井水灌溉的土壤硝態氮含量明顯低于其余兩種處理方式。說明機井水灌溉對土壤的硝化作用影響較弱，這和機井水的水質或者所含微量元素有關。

圖3 不同灌溉處理對土壤硝態氮的影響Fig.3 Effects of different irrigation treatments on soil nitrate nitrogen

綜上，10月份與4月份均為污水灌溉處理的土壤硝態氮含量最高，尤其是經W1處理的土壤硝態氮含量。JG處理的土壤硝態氮各層含量基本保持不變，變化幅度較小。不同點在于10月份污水灌溉處理下土壤各層硝態氮含量大多數大于4月份。污水灌溉下土壤硝態氮含量較高，因其帶負電易淋溶，隨冬季降水流失較明顯；其次由于土壤解凍反硝化作用迅速增強，硝化作用恢復緩慢，加劇了硝態氮的以氣態逸散[6]。JG、HG和ZG的硝化氮含量4月份和10月份差異不明顯，無明顯的規律性。

2.3 土壤水解性有機氮的變化

圖4為不同灌溉處理方式下土壤水解性有機氮含量的變化，圖4（a）所示10月采樣數據中，污水處理的土壤水解性有機氮含量均比其他處理方式的含量高，其中在0～60 cm內，W5處理下的土壤水解性有機氮含量大于W1，60 cm以下則呈現相反的含量變化特征。表明水解性有機氮受污水灌溉時長的影響。在60 cm以下，受土壤類型或者土壤孔隙的影響，污水灌溉1年的土壤水解性有機氮含量高于污水灌溉5年。HG和JG處理的土壤水解性有機氮含量在45 cm處出現交叉拐點，其兩種處理方式下的含量呈現相反的特點。ZG處理的水解性有機氮隨著土層深度的增加，基本呈現不變的特征。

圖4（b）所示4月采樣數據中，依舊為污水灌溉下土壤水解性有機氮含量最高，污水灌溉1年與污水灌溉5年對其含量的影響有所差異性，在40 cm以上，W5處理的含量大于W1處理的，在40 cm以下，具有相反的變化特點，ZG和HG處理下土壤水解性有機氮隨著土層深度的增加，而呈現出交叉分布的特點。JG處理的灌溉的土壤水解性有機氮在40 cm以上，隨著深度的增加，含量遞減，40 cm以下基本保持不變。

圖4 不同灌溉處理對土壤水解性有機氮的影響Fig.4 Effects of different irrigation treatments on soil hydrolysable organic nitrogen

依據以上分析，10月份和4月份的土壤水解性有機氮含量變化有其規律性，主要表現在污水灌溉的土壤水解性有機氮含量優于其他灌溉處理方式，均有著機井灌溉各層含量變化幅度大于再生水灌溉和混合水灌溉。在相同處理方式下土壤水解性有機氮含量4月份均大于10月份。

2.4 土壤氮素綜合評價

本研究將堿解氮含量作為總有效氮。通常農作物根系分布不同，土壤的氮素的含量有所差異，從探究耕層土壤各有效氮素含量關系的角度出發，本文通過綜合評價指數法，依據土壤綜合指數評價等級表（表5）對不同處理0～90 cm有效氮素進行綜合評價，評價結果如表6所示。從表6中可得出，不同月份不同灌溉處理下，不同土層深度氮元素的變化有所異同。在10月份和4月份，W1和W5在各土層中，氮素均明顯高于JG、HG、ZG所處理的氮素水平，表明污水灌溉的土壤氮素高于其他灌溉處理方式。污水灌溉1年與污水灌溉5年對各層土壤氮素的累積和淋溶作用相當，變化較為明顯的土層分別為0～10 cm和50～90 cm，在機井水灌溉、再生水灌溉和混合水灌溉中，再生水灌溉在各土層中氮素含量均高于混合灌溉和井水灌溉，說明再生水灌溉處理對土壤氮素的累積和淋溶作用，強于其余兩種灌溉方式。在不同月份對比中可得，4月份不同灌溉處理下的土壤氮素水平基本上優于10月份的氮素水平。

表5 土壤綜合指數評價等級表Tab.5 Evaluation grade table of soil comprehensive index

表6 0～90 cm土層土壤有效氮素評價結果Tab.6 Evaluation results of soil available nitrogen in 0～90 cm soil layer

依據土壤綜合評價標準可得，10月份和4月份，W1處理下的土壤氮素質量基本處于0.55～0.73之間，W5處理下土壤氮素質量基本處于0.43～0.70之間，均屬于中等和一般水平。在10月份內，JG、HG、ZG均＜0.4屬于差等級別，4月份除再生水灌溉（ZG）部分土層在中等水平外，其余均為差等水平。

2.5 分析

土壤中的氮素形態包括無機態氮和有機態氮兩大類。無機態氮主要包括銨態氮和硝態氮，它們都溶于水，可直接被植物吸收利用。有機態氮主要包括水溶性有機氮、水解性有機氮和非水解性有機氮。堿解氮作為土壤有效氮素，包含水溶性有機氮（soluble organic nitrogen，SON）、水解性有機氮和無機氮。因為土壤SON含量極小[7]，約占土壤溶液總氮的0.2%～2.1%，且易隨水分向下遷移，因此不會對土壤水解性有機氮含量產生較大影響，可忽略不計。本研究中的水解性有機氮實際是土壤水解性有機氮和SON的和。

乳業污水中含有大量脂肪、蛋白質、糖類等有機氮類物質[8]，有機物、氨氮、SS含量也較高，同時含有清洗設備時使用的堿性洗滌劑、硝酸和次氯酸鈉等，無論是用經格柵過濾污水直接灌溉，還是用經污水廠深化處理達標排放的再生水長期灌溉，均有顯著提升土壤有效氮素含量的作用(P＜0.05，表7)。但由于土壤氮素形態特征不同，再生水長期灌溉產生的影響也不同。從表7可以看出，各處理0～90 cm土層的有效氮以水解性有機氮為主，均占到80%以上，不同處理堿解氮的變化與水解性有機氮極相似（見圖4）。長期非污水灌溉（JG、HG、ZG）土壤的銨態氮占15%以上，污水直接灌溉（W1和W5）的土壤銨態氮所占比例較小，只有7%～8%，各灌溉處理的銨態氮含量相近，均在10 mg/kg左右。硝態氮所占比例最少，除污水直接灌溉1年的W1處理為5.67%外，其他均小于4%。

表7 0～90 cm土層各處理有效氮素平均含量及所占比例Tab.7 0～90 cm Average Content and Proportion of Available Nitrogen in Different Treatments

土壤中的銨態氮通常被土壤膠體吸附，呈交換吸附狀態，在土壤中比較穩定，不易隨水流失。含有較高銨態氮的污水(W1、W5）或再生水（HG、ZG)進行灌溉，必然有部分銨態氮進入土壤，與土壤膠體產生陽離子交換吸附。另外，乳業污水和再生水中含有較多蛋白質、氨基酸、糖類等[9]有機碳氮含量較高的物質，灌溉后直接通過調節土壤C/N比實現對土壤固氮微生物的影響。再生水COD/TN=1.68，C/N比較低，致使其對初級氮礦化的激發作用強于初級氮同化作用，使土壤銨態氮含量增加。其次再生水有機物的輸入作用，勢必給砂質土壤帶入部分有機質，一定程度上抑制氨揮發，氨揮發量與土壤有機質含量呈顯著負相關，有機質能有效吸附銨態氮，有機質提高，可降低銨態氮濃度并抑制氨揮發。所以污水和再生水長期灌溉對土壤銨態氮的提高作用主要表現在0～70 cm土層。但是，由于銨態氮在土壤中通常呈吸附交換態存在，不易流失，因此更多地表現為被作物吸收利用，或者是與硝態氮和有機氮間的相互轉化，所以當有較多外源氮素供給耕地土壤后，銨態氮的含量相對比較穩定（10 mg/kg左右，表7）。

硝態氮易溶于水，帶負電不易被土壤膠體吸附，易隨水流向下層淋溶。乳業污水和再生水硝態氮含量遠超井水，本研究區土壤為砂質土壤，再生水灌溉后硝態氮易向下淋溶運移。所以污水和再生水長期灌溉后，土壤硝態氮隨土壤深度加深呈增大趨勢，0～30 cm土層以下的增量更明顯，該研究結果與馮小杰[10]等研究結果一致。研究區長期種植玉米，玉米根系通長自上而下呈“T”型分布，根系干物重中有85%以上分布于0～30 cm的耕作層，同時玉米主要吸收硝態氮，0～30 cm為玉米吸收硝態氮的主要區域。同時也因0～30 cm土層秸稈、植物根系較密，C/N相對大，微生物礦化作用相對小，硝化細菌可利用的銨態氮較少[11]，硝態氮轉化較少。另外苗期玉米的氮素吸收能力還非常弱，短時間內種肥以及再生水所含氮素大量釋放和轉化易引起玉米苗期內大量硝態氮向下淋溶。連續長期污灌會使土壤硝態氮增量下降，即W5處理的土壤硝態氮含量明顯小于W1，由于乳業污水給農田土壤帶入氮素的同時，也帶入了大量的鹽類物質，這些鹽類聚積于土壤表層[12]，造成了土壤板結，從而使農田土壤的容重和緊實度有所增加，水力傳導系數下降，硝態氮下滲量減小，同時相對缺氧的環境會促進反硝化作用使硝態氮氣態流失，因此出現連續5年污灌使硝態氮增效顯著下降的現象。

另外，值得注意的是近年來硝態氮淋溶造成的地下水污染問題日趨嚴峻，是環保領域的熱點問題。污水和再生水灌溉增加了土壤硝態氮含量，同時也增加了硝態氮因淋溶而引發地下水污染的風險[13]，土壤剖面中硝態氮含量是表征硝態氮淋失風險的主要指標，依據世界衛生組織（WHO）給定飲用水硝態氮含量標準上限為10 mg/kg[14]。本研究中，W1處理0～90 cm土壤硝態氮含量均值最高，為7.17 mg/kg，W5處理為4.73 mg/kg，均低于地下水飲用限定標準，暫不存在地下水污染風險。

土壤水解性有機氮是表征土壤潛在供氮能力的一個重要指標，其礦化作用直接關系到作物對氮素的需求。污水和再生水灌溉提升了土壤有效氮素的潛在供給能力，W1、W5和ZG處理的0～90 cm土層平均水解性有機氮含量明顯高于HG和JG（表6）。HG和ZG處理在有外源補充的情況下0～90 cm土層水解性有機氮所占總有效氮（堿解氮）的比例略低于JG處理（見表6），表層土壤水解性有機氮含量依然低于JG（圖4），說明再生水長期灌溉也促進了水解性有機氮的礦化作用。其原因是乳業再生水富含有機質和有機氮，外源有機碳氮施入土壤，首先會促進作物（玉米）的生長，根系分泌物相應增多，進而提高了礦化的基質，如含氮聚合物、尿素。其次刺激土壤微生物種群數量的擴大[15]，提高了土壤有關微生物所分泌的關鍵酶的活性和總量[16]，如脲酶、蛋白酶、肽酶、氨基酸氧化酶、酰胺酶等，尤其是蛋白酶、肽酶通過解聚作用將含氮聚合物轉化成生物可利用的氨基酸、核酸等單體含氮物質，將為后續轉化銨態氮提供大量新基質，進而使土壤水解性有機氮礦化作用加強[17]。

此外，氮素轉化較復雜，不同水質灌溉土壤有效氮素含量還受到灌溉水質穩定性、土壤理化性質、當季降水量等影響，因此，關于乳業再生水對土壤有效氮素的研究，增加重復性試驗數量及試驗時長是未來研究的重點，以此也能提升乳業再生水是否適宜玉米種植的評估有效性。

3 結論

本研究通過對10月和來年4月份分別取樣后，應用傳統統計學方法和綜合評價等方法分析了經不同灌溉處理的土壤各種形態氮素含量、垂直變化以及含量等級，所得結果如下：

（1）不同月份不同灌溉處理對土壤銨態氮的影響均有污水灌溉（W1、W5）后的土壤銨態氮表層含量高，土層越深，含量有所降低；ZG灌溉處理下各層銨態氮含量均高于HG和JG的含量，尤其是4月份最為明顯。

（2）關于土壤硝化氮含量，無論10月和4月，污水灌溉處理的土壤硝化氮含量高于其他處理，尤其是污水灌溉1年的變化尤為明顯。HG和ZG處理的硝化氮含量高于JG。

（3）水解性有機氮在10月和4月份的含量變化上有所差異性，共同點為污水灌溉（W1、W5）的水解性有機氮含量明顯高于其他灌溉方式。JG處理的有機氮含量各層變化幅度大于HG、ZG兩種處理的。灌溉處理相同時10月份的水解性有機氮含量基本上低于4月份的含量。

（4）污水灌溉下的土壤氮素水平優于其他灌溉方式，處于一般和中等水平，再生水灌溉優于機井水和混合水灌溉。