洱海流域水稻再生水灌溉节水减污能力浅析

李 莹，高 蓉，黄 英，崔远来，张 雷

(1.武汉大学 水资源与水电工程科学国家重点实验室，武汉 430072；2.云南省水利水电科学研究院，昆明 650228)

洱海位于大理白族自治州境内，湖泊富营养化问题日趋严重，农业面源污染成为影响洱海水质最突出的因素[1,2]。农田排水、畜禽养殖废水、农村居民生活废水、旅游餐饮住宿废水等是流域最重要的污染源[3]。为实现对洱海的保护治理，当地政府已采取系列举措。正在进行的洱海环湖截污PPP工程有望实现全面截污，且使出水达到一级A类城镇污水排放标准[4]。但对比《城镇污水处理厂污染物排放标准》和《地表水环境质量标准》可知，污水处理厂达标排放的再生水中的营养物质对洱海而言仍属污染源[5]。农业灌溉用水量大，若将再生水回用于灌溉，可减少清洁淡水资源的取用和化肥的施用，在提高作物产量同时可进一步减少进入洱海的污染负荷[6]。

再生水是指废水或雨水经适当处理后，达到一定的水质指标，满足某种使用要求，可以进行有益使用的水。通过污水处理系统处理达标的农田排水、畜禽养殖废水及农村居民生活废水等是洱海流域主要的再生水资源。目前关于再生水灌溉的研究，主要集中于灌溉技术及其对作物以及土壤、生态的影响[7]，但鲜见分析再生水灌溉的节水减污效益。就水稻而言，已有研究均与水稻污水灌溉相关[8,9]。水稻污水灌溉是指对污水进行处理，使之达到允许的标准后用于水稻灌溉[9]。再生水是污水经处理后的再利用，水稻再生水灌溉即水稻污水灌溉。氮污染负荷占洱海流域农田面源污染比例最高[2]，故本文主要讨论再生水灌溉总氮的相关问题。

1 材料与方法

1.1 再生水灌溉合理灌溉施肥制度分析

研究表明，污水灌溉可实现水稻增产[10]，还可使稻米加工和外观品质更好，但会使蒸煮食味品质有所下降[11]。由于再生水含有大量有机和无机营养物，灌溉水稻需加以控制，以防止因营养过剩造成水稻生长过旺、贪青倒伏，对水稻生长产生不利影响。水稻不同生育阶段对再生水灌溉的反映存在差异。研究表明，高浓度的氮、磷(试验总氮浓度超过30 mg/L)通过影响水稻苗内酶的活性从而抑制水稻苗的生长[12]；移栽后的水稻苗根系受损，对水、肥敏感，故插秧至返青结束宜用清水养苗。分蘖期是秧苗生长的旺盛阶段，需要养分较多，再生水集中在此时灌入，可充分利用再生水中的氮减少分蘖肥的施用。通过比较清水灌溉和稀释不同倍数的污水灌溉可知，污水灌溉会降低水稻分蘖率但对有效分蘖率影响不大[8]。因此严控污水处理标准，最大程度避免降低分蘖率。拔节孕穗期是水稻的另一个吸氮高峰期，用再生水灌溉可充分发挥其肥效性，进而达到增产目的。孕穗期以后，要严格控制氮肥施用量，防止水稻贪青徒长，故不灌含氮再生水，改灌清水以养根保叶、促进成熟。此外，在灌溉技术方面，应采用浅、湿灌或浅、湿、干灌，对减少有毒物质对水稻的毒害、减轻对土壤的污染均有一定作用[9]。

根据以上总结，综合考虑洱海流域再生水来源及水质状况，确定以下水稻再生水灌溉规则：清水泡田育秧，分蘖期、拔节孕穗期灌入再生水，孕穗期之后灌溉清水。

根据再生水中总氮的含量标准和生育期灌再生水量，计算出由再生水带入稻田纯氮的数量，对比正常施肥制度下水稻在不同生育期的需氮量，若再生水带入纯氮量大于水稻在该生育期的需氮量，则需要按照水稻正常需氮量和再生水中氮的含量标准反推该生育期的再生水灌溉量；若小于，则按照水稻在此生育期最大灌水量灌入再生水，不够的纯氮量由化肥补充施入。

1.2 田面水总氮浓度变化公式拟合

田面水中氮磷浓度和排水量是影响地表排水过程中氮磷流失量和潜在污染风险的主控因子。由于天然降雨或不合理灌溉导致的氮径流损失是氮损失的主要途径[13,14]。研究表明，灌溉再生水的浓度与发生排水的时间间隔对径流总氮的影响最大[15,16]。田面水总氮浓度随时间动态下降特征的最佳拟合模式为指数型[17,18]。

根据作者等在云南省大理洱海灌区开展的试验观测数据，用y=C0e-kt分别拟合了不同施氮量处理下分蘖期和拔节孕穗期田面水总氮浓度随时间的消减公式，拟合效果佳。分析可得，拟合表达式中的C0与施氮量正相关；k与水稻生育阶段有关，拔节孕穗期k值约为分蘖期两倍，可能是由于水稻不同生育阶段对氮素吸收能力的差异。

设定再生水灌入田间的初始浓度为15 mg/L的条件下，得出水稻分蘖期和拔节孕穗期田面水氮浓度消减公式分别为y=25.255e0.22t和y=25.255e-0.42t。

1.3 渗漏水总氮浓度变化公式拟合

用再生水灌溉水稻需考虑通过淋溶损失的总氮量以及造成地下水污染的风险[19,20]。研究表明，渗漏水中总氮浓度随着施肥量的增加而增加[21,22]，施肥后渗漏水中总氮浓度表现出先上升后下降的趋势[22]。

作者等在洱海灌区开展的试验中对稻田渗漏总氮浓度测量设置了20、40和60 cm三个深度，分析不同处理的试验数据可得：不同深度土壤溶液总氮浓度都是先上升后下降的趋势；总氮浓度的峰值一般出现在施肥后7d左右；增加施肥次数可以提高氮肥的利用率；指数型y=C0e-kt为最佳拟合模式。本文拟合了“施氮量135 kg/hm2，施肥方式为蘖肥∶穗肥=70%∶30%”条件下淹灌和间歇灌两种模式下渗漏水总氮浓度的变化公式，见表1。

表1 淹灌和间歇灌模式下稻田渗漏水总氮浓度变化公式

注：y为渗漏水总氮浓度，t为施肥后的天数；系数C0与施氮量有关，表中施氮水平为94.5 kg/hm2，若施氮量减小则C0对应减小。

2 结果与分析

2.1 不同典型年水稻再生水灌溉制度和施肥制度

洱海流域再生水的来源为污水处理系统达标排放的尾水，出水水质为《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)的一级A标，亦满足《农田灌溉水质标准》[23]。本文中将灌入田间的再生水的总氮浓度设定为15 mg/L(一级A标中总氮浓度上限值)，以进行下一步的计算分析。

水稻不同灌溉模式的水层控制标准和施肥制度均是根据作者等在洱海灌区开展水稻试验成果制定，在此基础上，分蘖期和拔节孕穗期的灌溉均用再生水，再根据再生水带入肥量和优化施肥制度(施氮总量135 kg/hm2，施肥方式为蘖肥∶穗肥=70%∶30%)下水稻的需氮量来计算需补施的化肥量，即可得出洱海流域水稻再生水灌溉的灌溉制度和施肥制度。

由于降雨对灌溉制度的影响，水稻再生水灌溉制度和施肥制度与水文年型密切相关。按照该地区水稻生育期降雨总量由大到小排频，选出5个不同频率(10%、25%、50%、75%、90%)的典型年拟定其不同灌溉模式下再生水灌溉制度和施肥制度。由于降雨的不确定性，某一年份的再生水灌入量及施肥量无法准确预测，但补施的化肥量往往需要在再生水灌入之前确定。通过计算比较，50%典型年(1993年)可代表多年平均水平，用以指导施肥。具体见表2、表3。

表2 洱海流域水稻50%典型年淹灌再生水灌溉制度和施肥制度

表3 洱海流域水稻50%典型年间歇灌再生水灌溉制度和施肥制度

综合表2和表3可知，再生水灌溉条件下，洱海流域水稻淹灌模式下分蘖期应补施化肥74 kg/hm2，拔节孕穗期应补施化肥32 kg/hm2；间歇灌模式下，分蘖期应补施化肥85 kg/hm2，拔节孕穗期应补施化肥25 kg/hm2。

洱海流域水稻灌水主要集中在返青期、分蘖期和拔节孕穗期，由于分蘖期和拔节孕穗期灌水所占比重较大，因此再生水对清水的替代量较大。淹灌模式下，再生水替代了199.0 mm的清水，只需再灌入106.4 mm清水便可满足水稻整个生育期的需水，替代比例约占2/3；间歇灌溉模式下，再生水替代了153.0 mm的清水，替代比例超过2/3。淹灌所需的清水及再生水量均大于间歇灌，因此由再生水带入田间的总氮也比间歇灌要多。淹灌和间歇灌溉用再生水灌溉可减少化肥施氮量超过20 kg/hm2。

2.2 再生水总氮流失总量

已知各典型年水稻再生水灌溉制度，根据水稻分蘖期和拔节孕穗期田面水氮浓度消减公式y=25.255e-0.22 t和y=25.255e-0.42 t以及排水距灌水发生的天数，可推求出排水发生时田面水总氮浓度，结合排水量可计算出由于排水带走的、再生水中未被水稻吸收的总氮量。根据不同灌溉模式下、不同深度处土壤水总氮浓度变化公式(表1)及对应的渗漏量，可计算再生水灌溉造成再生水中总氮渗漏流失量。结果见表4。

表4 再生水灌溉条件下的再生水总氮流失量 kg/hm2

从不同典型年再生水总氮流失量均值来看，因地表排水损失的再生水总氮量大于渗漏损失的，且淹灌比间歇灌的差异明显；淹灌模式下再生水地表总氮流失量大于间歇灌，再生水渗漏总氮流失量比间歇灌小。淹灌模式下灌入再生水总量多，对降雨的利用率小于间歇灌，故发生地表排水造成再生水总氮损失的概率大；但淹灌模式下再生水分多次灌入田间，等效于多次追肥，间歇灌灌再生水次数少、单次灌水量大，等效于集中施肥，且由于当地稻季降雨较多，稻田落干天数少，间歇灌减小的渗漏量有限，故淹灌模式更有利于减少渗漏损失的再生水总氮量，再生水灌溉条件下间歇灌溉模式造成地下水总氮污染的风险更大。

年份越干旱发生排水的概率越小，淹灌模式下因地表排水损失的再生水总氮量越少；间歇灌模式下发生地表排水时带走的再生水总氮量总体上要比淹灌小，但在有些年份比淹灌大，这与当年具体降雨分布关系密切。越干旱的年份灌入再生水量越大，间歇灌模式下因渗漏损失的再生水总氮量越大，对于淹灌此规律不明显，主要因为淹灌灌再生水次数多，更有利于渗漏水总氮的消减。

2.3 再生水灌溉的节水减污效果

通过对不同典型年、不同灌溉模式下，水稻再生水灌溉制度的汇总，可直观得出各典型年清洁水、再生水的取用比例以及再生水中总氮的利用效率和减少施用化肥氮的比例，见表5、表6。

表5 洱海流域不同典型年、不同灌溉方式下水稻再生水灌溉节水效果

表6 洱海流域不同典型年、不同灌溉模式下水稻再生水灌溉减污效果

表5可见，洱海流域水稻再生水灌溉节水效果显著，平均情况下再生水灌溉减少清洁水用量的百分比分别为淹灌65.41%和间歇灌71.65%，间歇灌溉方式略优于淹水灌溉。其中特丰水年(1968年)间歇灌溉再生水灌溉节水效果差于淹灌，主要因为在特丰水年需要灌溉水量本身较少，再加上间歇灌溉制度更加充分利用了降雨，故水稻在分蘖期和拔节孕穗期灌入的再生水量有限。

由表6可知，再生水中实际被水稻利用的氮超过20 kg/hm2，减少化肥施用比例超过15%。若再生水含氮浓度更高(本文设定值为15 mg/L)，则水稻田可利用更多再生水中的总氮，从而直接减少施入环境的化肥量，进而减少对环境的污染，但同样会面临含氮浓度高的再生水因排水造成氮流失的问题。由于间歇灌溉较为节水，故此灌溉方式下再生水灌溉带入肥量也会少于淹灌，但年份越干旱，间歇灌下再生水灌溉实际利用氮肥量会越多，间歇灌的优势越明显。

通过再生水灌溉，不仅减少了再生水直接排入环境带来的污染，更充分利用了再生水中的氮，直接减少了施入环境的化肥量。淹灌条件下再生水灌溉实际减少化肥施用百分比大于间歇灌，这主要是由于淹灌灌水量大，带入的氮肥更多。

再生水灌溉条件下由排水和渗漏带走的总氮量不超过1 kg/hm2(此处未计入施用化肥的影响)，由排水和渗漏带走的总氮量较少，再生水中氮的利用效率可达95%以上，间歇灌模式下再生水灌溉总氮的利用效率在雨水较多的年份优于淹灌，在干旱的年份劣于淹灌。再生水灌溉总氮的利用效率与水文年型有较显著的关系：淹灌模式下越干旱的年份，发生无效排水的概率越低，再生水氮的利用效率也便越高；间歇灌模式下越干旱的年份，由渗漏带走的再生水总氮量越多，再生水氮的利用效率反而变低。

3 结 语

(1)洱海流域再生水灌溉条件下由田面排水和渗漏带走的再生水总氮量平均不超过1 kg/hm2(此处未计入施用化肥的影响)，再生水中氮的利用效率可达95%以上，稻田对再生水中氮的消减作用明显。

(2)淹灌和间歇灌模式下用再生水灌溉均可减少清洁水取用量65%以上，再生水中实际被水稻利用的氮超过20 kg/hm2，减少化肥施用比例超过15%。水稻再生水灌溉对洱海污染问题的有效控制意义重大。

(3)由于淹灌灌水量多于间歇灌，故由淹灌模式下再生水灌溉带入田间的肥量比间歇灌多，减少化肥施用比例也比间歇灌高。再生水灌溉总氮的利用效率与水文年型有关，越湿润的年份，间歇灌溉模式优势越大。但从多年平均来看，间歇灌溉比淹灌节水，其次再生水灌溉总氮的利用效率比淹灌高，且间歇灌采用浅、湿、干灌技术有利于减少有毒物质对水稻的毒害和对土壤的污染。因此，洱海流域水稻再生水灌溉建议采用间歇灌溉模式。

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[1] 彭文启,王世岩,刘晓波. 洱海流域水污染防治措施评估[J]. 中国水利水电科学研究院学报, 2005,3(2):95-99.

[2] 程磊磊,尹昌斌,胡万里,等. 云南省洱海北部地区农田面源污染现状及控制的补偿政策[J]. 农业资源与环境学报, 2011,28(4):471-474.

[3] 窦嘉顺. 洱海流域村落污水类型及污染特征分析[J]. 环境科学导刊, 2016,35(3):59-63.

[4] GB 18918-2016,城镇污水处理厂污染物排放标准[S].

[5] 白献宇, 胡小贞, 庞 燕. 洱海流域低污染水类型、污染负荷及分布[J]. 湖泊科学, 2015,27(2):200-207.

[6] Chen W, Lu S, Jiao W, et al. Reclaimed water: A safe irrigation water source?[J]. Environmental Development, 2013,8(1):74-83.

[7] Jung K W, Yoon C G, Jang J H, et al. Characteristics of indicator microorganisms in paddy rice plots after reclaimed water irrigation[J]. Water Science & Technology, 2007,55(1-2):267.

[8] 黄俊友, 胡晓东, 俞青荣. 污水灌溉对水稻生长影响的实验研究[J]. 农机化研究, 2006,(1):177-179.

[9] 付 红, 付 强, 姜蕊云,等. 水稻污水灌溉技术与应用[J]. 农机化研究, 2002,(1):110-112.

[10] 朱庭芸. 水稻灌溉的理论与技术[M]. 北京:中国水利水电出版社, 1998.

[11] 陆冬梅. 规模化养猪场处理污水的稻田利用研究[D]. 江苏扬州：扬州大学, 2010.

[12] 崔克辉, 何之常, 张甲耀,等. 模拟N、P污水对水稻幼苗过氧化物酶和超氧化物歧化酶的影响[J]. 环境科学学报, 1995,15(4):447-453.

[13] Smith K A, Chalmers A G, Chambers B J, et al. Organic manure phosphorus accumulation, mobility and management[C]∥Soil Use and Management, 1998:154-159.

[14] 张爱平. 宁夏黄灌区稻田退水氮磷污染特征研究[D]. 北京:中国农业科学院, 2009.

[15] 李 松. 稻田湿地处理农村生活污水脱氮除磷及其径流试验研究[D]. 杭州:浙江大学环境与资源学院, 2009.

[16] Smith D R, Owens P R, Leytem A B, et al. Nutrient losses from manure and fertilizer applications as impacted by time to first runoff event.[J]. Environmental Pollution, 2007,147(1):131.

[17] 张志剑, 董 亮, 朱荫湄. 水稻田面水氮素的动态特征、模式表征及排水流失研究[J]. 环境科学学报, 2001,21(4):475-480.

[18] 朱利群, 田一丹, 李 慧,等. 不同农艺措施条件下稻田田面水总氮动态变化特征研究[J]. 水土保持学报, 2009,23(6):85-89.

[19] 张玉良. 农业化学与生物圈[M]. 北京:农业出版社, 1987.

[20] 左海军, 张 奇, 徐力刚. 农田氮素淋溶损失影响因素及防治对策研究[J]. 环境污染与防治, 2008,30(12):83-89.

[21] 张 刚. 太湖地区主要类型稻田氮磷面源污染通量的研究[D]. 南京：南京农业大学, 2007.

[22] 金 洁. 分次施氮对稻田水层及渗漏水氮素影响动态变化研究[D]. 杭州:浙江大学, 2005.

[23] GB 5084-2005,农田灌溉水质标准[S].