层状包气带黏土层厚度对硝态氮迁移的影响

田路遥，王仕琴，魏守才，刘丙霞，刘彬彬，胡春胜

层状包气带黏土层厚度对硝态氮迁移的影响

田路遥1,2，王仕琴1,2※，魏守才3，刘丙霞1，刘彬彬1，胡春胜1

（1. 中国科学院遗传与发育生物学研究所农业资源研究中心/中国科学院农业水资源重点实验室/河北省节水农业重点实验室，石家庄 050022；2. 中国科学院大学，北京 100049；3. 滨州学院山东省黄河三角洲生态环境重点实验室，滨州 256600）

层状包气带结构中黏土层对污染物进入地下水具有阻滞作用，黏土层的厚度对硝态氮（NO3--N）在包气带迁移中的淋失、累积以及反硝化作用等具有非常重要的影响，而目前关于这方面的研究还不足。该研究通过设置高度为40 cm、砂土与黏土层厚度比分别为3∶1，1∶1，1∶3的“上粗下细”型以及全黏土型的4组填充土柱，采用稳定浓度的定水头淋滤试验，研究黏土层厚度不同的土柱NO3--N溶液入渗过程、土壤NO3--N淋滤、累积和反硝化特征，进而阐明层状包气带黏土层厚度对NO3--N迁移的影响。结果表明：湿润锋运移深度和累积入渗量与入渗时间的关系在溶液穿越砂黏土层界面前后由非线性趋于线性，累积入渗量随黏土层厚度增加而显著减小（<0.05）；当土柱内黏土层厚度达到40 cm时，其对NO3--N淋滤的阻滞作用明显强于黏土层厚度为10～30 cm的土柱；淋滤试验过程中在砂黏土层界面形成水分滞留层，界面处黏土层中NO3--N和NO2--N累积量均达到峰值，且随着深度的增加，NO3--N和NO2--N累积量降低；黏土层厚度差不小于20 cm的土柱内NO3--N累积量差异显著（<0.05），而40 cm黏土层的土柱反硝化量[（0.15±0.05） g]显著高于黏土层厚度为10～30 cm的土柱（<0.05），说明当黏土层达到一定厚度时（如40 cm），对NO3--N的阻滞作用和反硝化作用具有显著影响，对防止NO3--N淋失进入地下水产生重要作用。该研究可为层状包气带土壤条件下农田施肥管理与地下水保护提供科学依据。

土壤；氮；水分入渗；层状包气带；黏土层厚度；硝态氮迁移；土柱试验

0 引 言

包气带是指地面以下潜水面以上的地带，它是大气水、地表水同地下水进行水分交换的地带，也是地表污染物进入地下的通道[1]。农业生产中过量施用的氮肥主要以硝态氮（NO3--N）形式残留在包气带土壤中，并受到灌溉、降水等水分驱动的作用向下迁移，造成地下水NO3--N浓度升高，是全球范围内普遍关注的农田面源污染问题之一[2]。因此，研究包气带NO3--N迁移及其影响因素对于地下水NO3--N污染防控具有重要意义。

包气带NO3--N的迁移过程受土地利用方式、降水或灌溉、土壤质地、地下水水位等因素的综合影响[3-7]。Zhou等[8]研究表明，中国北方小麦、玉米、露地蔬菜区、设施内蔬菜和果树区的0～4 m土壤剖面NO3--N累积量分别达（102±9）、（169±17）、（269±20）、（286±25）和（486±74）kg/hm2，说明土地利用方式影响土壤NO3--N累积量。Zheng等[9-10]对比了农田和自然植被包气带土壤中NO3--N的累积和淋失过程，表明旱季NO3--N在土壤剖面上累积，而在雨季特别是极端降水条件下NO3--N淋失量增加，且随着降水量和NO3--N的增加，NO3--N淋失量呈现非线性增长的趋势。以往研究从不同角度研究了不同因素对土壤NO3--N迁移的影响。其中土地利用方式和作物覆盖种类影响施氮水平，降水和灌溉条件决定包气带迁移的水动力条件，地下水水位变化影响NO3--N在包气带迁移的路径与时间。而在同等施氮量、水文与地下水埋深条件下，土壤质地分布特征则是影响NO3--N在包气带中迁移物理运移与化学反应的重要因素[5]。

不同土壤质地的分层结构在自然界普遍存在，包气带层状结构特性对土壤水分入渗、地下水补给及溶质迁移等过程具有重要影响[11-12]。根据上下层土壤质地的差异，土壤的分层结构可分为2类：一类是具有较小渗透性的细质土覆盖具有较大渗透性的粗质土，即“上细下粗”型；另一类则是具有较大渗透性的粗质土覆盖具有较小渗透性的细质土，即“上粗下细”型[12]。已有研究[11-14]表明“上粗下细”型的土壤结构中水分入渗速率与溶质迁移速率较“上细下粗”型土壤结构均增大。如甯娜等[14]研究表明，Br-和F-在由细及粗的土柱中集中于表层，而在由粗及细的土柱中分布较均匀且溶质穿透整个土柱的时间较短。与保守性离子运移过程不同，NO3--N迁移与层状土的土壤质地分布关系更为密切，过程更为复杂。张学科等[5]对比分析了灌水量和施氮量对不同类型土壤中NO3--N迁移的影响，表明同等施氮和灌水条件下，黏粒和粉粒比例较大的灌淤土对NO3--N迁移的阻滞作用强于砂粒比例较大的灰钙土。Zhou等[15]研究了不同灌溉水平下土柱中氮淋失过程，表明黏壤土中氮的淋失量占总施氮量的5.7%～9.6%，而砂壤土中氮的淋失量高达16.2%～30.4%。李久生等[16]通过对比砂土、砂壤土以及上砂下壤型土壤结构的水氮运移特征，表明砂壤界面限制了水分的垂向运动，在砂壤界面下部（壤土区）形成水分和NO3--N积聚区。可见，土壤分层结构中黏土颗粒所占比例大，对污染物具有较高的吸附和阻滞作用。此外，已有研究[17]还表明土砾界面和黏土活性区是土壤反硝化作用的热点区，可以降低土壤中NO3--N向地下水的淋失量。以往的研究较多关注土壤剖面夹层的质地、位置对水分入渗和NO3--N迁移的影响[12-14]，而对黏土层厚度对NO3--N迁移影响的研究较少，虽然也有研究提出厚度超过5～8 m的黏土层可以有效阻滞农田NO3--N进入含水层[18]，但实际中较厚黏土层分布的农田包气带并不常见，目前针对于包气带层状结构中黏土层厚度如何影响NO3--N累积与淋失等迁移过程的认识仍然不足。

综上所述，“上粗下细”型土壤结构的水分和溶质迁移速率均大于“上细下粗”型，NO3--N进入地下水的风险较高。因此，本文通过设置黏土层厚度不同的“上粗下细”型土壤剖面以及全黏土土壤剖面的土柱进行对比试验，研究黏土层厚度对NO3--N迁移过程影响的规律，为阻控农田过量氮肥淋失进入含水层以及保护地下水水质提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验所用砂土取自河北省石家庄市栾城区河道，由于河流具有较强的水动力环境，土壤含砂量大，粉黏粒体积分数仅为0.09%，且砂土中NO3--N含量较小，对本次试验的影响可以忽略；黏土取自栾城区长期耕作的农田表层土壤（10～20 cm），粉黏粒体积分数高达90.47%，且长期过量施肥造成表层土壤中NO3--N累积量较大[19]。供试土壤风干后过2 mm筛，用于理化性质检测与填充土柱，试验所用土壤的其他理化性质如表1所示。

表1 土柱试验填充土壤的理化性质

1.2 试验设计

采用“上粗下细”型的垂直填充土柱研究黏土层厚度对NO3--N在层状结构包气带中迁移的影响。研究区存在较为普遍的层状结构包气带，且黏土或黏壤土层厚度多为10～40 cm[19]。为模拟自然状态下田间土层分布情况，设置4种填充方式，上层为砂土，下层为黏土，土柱填充的高度均设置为40 cm。如图1所示，土柱淋滤试验共设置4种黏土层厚度，A、B和C土柱砂土和黏土填充厚度分别为30 cm砂土+10 cm黏土、20 cm砂土+20 cm黏土、10 cm砂土+30 cm黏土，D土柱40 cm全部为黏土填充，每种填充方式设置3个重复试验。通过4组黏土层厚度逐渐增加的土柱研究黏土层厚度对NO3--N迁移的影响。土柱试验所用有机玻璃柱高为50 cm，内部直径均为10 cm，在有机玻璃柱的底端垫有1 cm厚的纱布，并在外管壁贴上刻度尺。

按照实测田间土壤容重（表1）进行填充，每10 cm一层压实放入柱中，层与层之间用钢钳抓毛[20]，并将管壁粗糙化，以防止试验过程中优先流的产生。填充完土样后在土柱顶层放置4层厚度为1 mm的尼龙网以防止溶液飞溅，在玻璃柱两端口覆盖封口膜以防止水分蒸发，并在土柱下方放置水样瓶以承接淋滤液，试验装置如图2。

图1 4组土柱填充方式示意图

注：L1表示砂土层；L2表示黏土层。下同。

1.3 试验步骤与样品测定项

经实际调查得知该地区年平均施N量约为400 kg/hm2，一年有2次灌溉，单次灌溉量约为70 mm。由于当地采取将肥料溶于水的施肥方式，假设在水肥共施过程中所形成溶液的N浓度一致，经计算形成的溶液中N浓度约为285.7 mg/L。试验采用定水头、稳定浓度溶液持续垂直入渗的方式模拟农田施肥灌溉过程中水肥入渗模式，周期设为11～12 d。通过测定淋滤液与试验后土壤的相关水化学指标，分析黏土层厚度不同的层状土壤NO3--N的迁移过程，包括NO3--N的淋滤、累积与反硝化作用。

1.3.1 试验步骤

淋滤试验步骤如下：1）将NaNO3（分析纯，含量>99%）溶解于高纯水（电导率小于0.1S/cm和残余含盐量小于0.3 mg/L）配制入渗溶液，入渗溶液中NO3--N浓度为285.7 mg/L。2）室温恒定为24 ℃，用马氏瓶（外管壁贴有刻度尺，内部直径10 cm）经导管定水头（水头高度为3 cm）的方式均速向土柱内供应溶液，并用薄膜将土柱顶端覆盖以减少溶液蒸发。3）将试验开始（开始供应入渗溶液）时刻作为0时，在试验开始后记录湿润锋运移深度（观测并记录湿润锋到达砂土和黏土界面的时刻）、马氏瓶内入渗溶液刻度的变化。4）观测时间间隔设置如下：第1天为10 min，2～3 d为1 h，4～7 d为2 h，7 d以后为4 h，标记每组土柱淋滤液渗出时间；淋滤液取样的时间间隔设置如下：0～3 d取样时间间隔为1 h，4～7 d为2 h，7 d以后为4 h。5）当淋滤液与入渗溶液中NO3--N浓度相近时，淋滤试验再进行3～4 d，若淋滤液中NO3--N浓度稳定，便可停止试验。

1.3.2 样品测定

淋滤液体积测定：用50 mL量筒（精度为1 mL）测量淋滤液体积。

入渗溶液中不含氯离子（Cl-），可以用淋滤液中Cl-浓度变化特征来说明土壤中NO3--N的迁移规律。淋滤液中硝酸根（NO3-）与Cl-浓度的测定：1）利用便携式电导率仪（SG7）测定淋滤液的电导率。2）将淋滤液用0.22m醋酸纤维素滤膜过滤入5 mL进样管后，用液相离子色谱（ICS-2100，Dionex，美国）测定NO3-与Cl-浓度。

土壤中相关离子测定：1）淋滤试验结束后，按照设定深度（0～10、>10～20、>20～30与>30～40 cm）用土钻垂直分层采集土柱内土壤样品风干过2 mm筛。2）称取风干土样10 g，用高纯水进行浸提（土水质量比为1∶5），经离心萃取后得到上层清液[19]。3）经0.22m醋酸纤维素滤膜过滤上层清液，用液相离子色谱（ICS-2100，Dionex，美国）测定浸提液中NO3-与亚硝酸根（NO2-）浓度。

1.4 指标计算

为研究包气带层状结构黏土层厚度对NO3--N迁移的影响，计算4组土柱的溶液累积入渗量、剖面各层NO3--N与NO2--N累积量、以及估算试验过程的反硝化量。

忽略试验过程中蒸发作用的影响，则累积入渗量由式（1）计算：

剖面上某一土层NO3--N与NO2--N累积量由式（2）计算[19]

式中为该土层土壤的NO3--N与NO2--N累积量，kg/hm2；为试验后该土层土壤中NO3--N与NO2--N含量，mg/kg；为该土层土壤容重，g/cm3；土为该土层厚度，cm。

忽略蒸发对NO3--N浓度的影响，入渗溶液没有铵态氮，供试土壤经长期风干后铵态氮含量较小，且试验过程中土壤长期处于淹水的还原环境，土壤铵态氮对试验影响较小。通过量化试验前后各土柱内NO3--N输入与输出量，用质量平衡法[21]计算出试验前后损耗量来估算4组土柱内反硝化作用所消耗NO3--N的量。所用计算公式如下：

数据处理和统计采用Excel 2016和SPSS 22.0软件，用最小显著性差异法比较不同处理间的差异显著性，用Origin软件作图。

2 结果与分析

2.1 湿润锋运移与累积入渗量变化特征

图3a为4组土柱湿润锋运移深度与入渗时间关系图。通过对试验中相关数据的记录，A、B、C土柱湿润锋到达砂黏土界面的时间分别为11、10和3 min；由图3a中湿润锋运移曲线随时间的变化特征可知，在A、B、C土柱湿润锋到达砂土与黏土交界前，湿润锋运移速率较大，湿润锋运移深度与入渗时间趋于非线性关系；湿润锋运移速率在水分进入黏土层后逐渐减小，湿润锋运移深度与入渗时间趋于线性关系；D土柱湿润锋运移深度与入渗时间渐变为线性关系。这主要是因为层状土上下土层土壤颗粒差异较大，湿润锋运移受到不同土壤质地影响，砂土与黏土界面的土壤颗粒差异导致饱和含水率、基质吸力等差异较大，上层砂土具有较好的导水性与较差的持水性，使得湿润锋在砂土层中运移速率较大，黏土层具有较好持水性与较差导水性使得水分在黏土层聚集，因此在湿润锋由砂土层进入黏土层后，其运移速率呈降低趋势，这与以往的研究结果一致[11,21]。A、B、C和D土柱完成湿润锋运移所用时间分别为60、248、530和715 min，土柱湿润锋穿透土柱所用的时间（，min）与黏土层厚度（，cm）呈显著线性相关（=22.47-173.5，²=0.99，<0.01），说明黏土层厚度决定湿润锋穿透时间，黏土层厚度小的土柱，湿润锋穿透较快。

图3b为淋滤试验过程中4组土柱累积入渗量与入渗时间关系图。由图3b可知，4组土柱累积入渗量差异显著（<0.05），且随黏土层厚度增加而减小。湿润锋到达砂黏界面之前，上砂下黏型（A、B、C）土柱的累积入渗量均随入渗时间呈非线性变化；当湿润锋穿过砂黏界面后，进入稳渗阶段之后，由式1计算累积入渗量，4组土柱累积入渗量（，L）随入渗时间（，h）趋于线性变化。当4组土柱入渗时间（）分别大于0.3、0.7、1.0、1.7 h时，累积入渗量与时间关系可以用线性关系来描述[20]，结果如表2所示。

图3 湿润锋运移深度、累积入渗量与入渗时间的关系

表2 累积入渗量与入渗时间的线性回归结果

注：为累积入渗量，L；为入渗时间，h。

Note:is cumulative infiltration capacity, L;is infiltration time, h.

2.2 淋滤液NO3--N与Cl-浓度的变化特征

图4为4组土柱淋滤液中NO3--N和Cl-浓度随入渗时间的变化特征。由图4a可知，在模拟田间入渗淋滤条件下，A、B、C和D土柱在试验开始后的1.5、4.5、9.5和13.5 h产生淋滤液，初始淋滤液中NO3--N浓度分别为1 227、1 437、1 910和2 352 mg/L，初始淋滤液NO3--N浓度随黏土层厚度增大而增大，且远大于入渗溶液的NO3--N浓度（285.7 mg/L）。这主要是由于黏土中NO3--N本底含量较高（44.3 mg/kg），黏土层厚度越大的土柱内NO3--N总量越大，而NO3--N与土壤胶体粒子均带负电，土壤颗粒对其吸附能力较弱，淋滤过程中极易随着土壤水溶液进行迁移[22]。因此，在入渗溶液入渗并最终穿透土柱的过程中，黏土中NO3--N不断被溶解并随入渗溶液形成初始淋滤液，造成4组土柱初始淋滤液中NO3--N浓度随着黏土层厚度的增加而增大。虽然砂土中也含有NO3--N，但因其NO3--N本底含量较低（2.9 mg/kg），因此对于初始淋滤液NO3--N浓度的变化影响较小。随着淋滤试验的进行，土壤离子溶解浸出量逐渐减少，黏土层的本底NO3--N完全淋滤，因此淋滤液中NO3--N浓度逐渐趋近于入渗溶液浓度（285.7 mg/L）。在整个淋滤试验中，4组土柱的淋滤液NO3--N浓度均随时间呈非线性降低的趋势。4 组土柱淋滤液中NO3--N浓度分别在9、17.5、21.5和33 h之后达到稳定，达到稳定时的NO3--N浓度值分别为289.5、297.8、289.0和287.5 mg/L，随后淋滤液与入渗溶液NO3--N浓度相近。

由于Cl-具有较强的亲水性，且不与土壤中矿物质和有机物反应，化学性质保守[14,19]，且入渗溶液中不含Cl-，因此可以利用淋滤液中Cl-浓度变化特征来说明土壤中离子的迁移规律。Cl-浓度随时间的变化特征与NO3--N相似（图4b），4组土柱淋滤液中Cl-浓度分别在6.5、12.5、20.5和31.5 h之后达到稳定，达到稳定时的Cl-浓度分别为5.0、5.1、6.3、6.4 mg/L，随后浓度趋于5 mg/L左右（至淋滤试验结束）。4组土柱内Cl-达到稳定浓度所需时间均较NO3--N有所缩短，说明黏土层对NO3--N淋滤的具有更强的阻滞作用。将4组淋滤液中NO3--N达到稳定浓度所需时间进行对比，发现随着黏土层厚度的增加，淋滤液中NO3--N达到稳定浓度的所需时间延长，尤其当黏土层厚度增加到40 cm时，淋滤液中NO3--N达到稳定浓度的所需时间显著大于黏土层厚度为10～30 cm的土柱（<0.05）。由此说明，当土柱内黏土层厚度达到40 cm时，其对NO3--N迁移的阻滞作用更为显著。

图4 淋滤液中NO3--N和Cl-浓度随入渗时间变化

2.3 土层中NO3--N与NO2--N累积分布特征

由式（2）计算得出淋滤试验结束后4组土柱每一土层中NO3--N与NO2--N累积量（表3）。对比试验前土样NO3--N含量发现，淋滤试验后土柱内各土层均产生NO3--N累积，砂土较淋滤试验前提高了748%～1 447%，黏土较试验前提高了20%～77%，这主要是因为持续高浓度NO3--N溶液的入渗会增加土层中NO3--N的累积量。同一土柱内，分层采集土壤样品并测定NO3--N后发现，黏土层中NO3--N累积量大于砂土层，说明黏土对NO3--N迁移的阻滞作用更强，更有利于NO3--N的累积，使得黏土层中NO3--N累积量普遍高于砂土层，这与前人研究土壤NO3--N累积分布特征所得到结果相似[23]。4组土柱NO3--N累积总量（同一土柱内0～40 cm的NO3--N累积量之和）依次为：C土柱、D土柱、B土柱、A土柱，且黏土层厚度为30 cm土柱（C）的NO3--N累积总量略大于黏土层厚度为40 cm的土柱（D）。同一土柱内砂土与和黏土层透水性具有很大差异，当NO3--N运移至砂黏土层界面时，由于黏土层透水性差会产生相应滞水，在砂黏土层界面会产生临时滞水层[24]，黏土层同时阻滞NO3--N运移，造成NO3--N在砂黏土层界面达到累积的峰值。其中A、B和C土柱砂黏土层界面的黏土层NO3--N累积均达到最大，而D土柱为全黏土填充，表层黏土中NO3--N累积达到最大。各个土柱黏土层中NO3--N累积量随深度增加而减小，这与淋滤试验过程中以及在试验结束后下层黏土中较好的还原环境有关，而还原条件下反硝化作用较为活跃[25-26]，造成下层黏土中NO3--N累积量减小。

NO2--N与NO3--N的累积分布特征既有相似性也有差异性。相似性表现为：黏土层中NO2--N累积量普遍高于砂土层；除C土柱的10～20 cm黏土层外，其他土柱表层黏土中NO2--N累积量高于下层，砂黏土层界面NO2--N累积量差异明显。由于土壤颗粒对NO2--N有一定吸附能力，淋滤试验中NO2--N也会随着土壤水溶液进行迁移[27]，受到黏土层的阻滞作用，NO2--N与NO3--N累积量同样在砂土层与黏土层界面达到较高值。此外，砂黏土层界面成为反硝化作用活跃的区域，砂黏土层界面较高的NO3--N含量也为反硝化作用提供了电子受体，造成界面处存在较高的NO2--N累积量。差异性表现为：NO2--N累积量依次为：C土柱、B土柱、A土柱、D土柱，D土柱（40 cm黏土层）的NO2--N累积量最小（8.14 kg/hm2）。此外，A、B和C土柱砂黏质地界面的NO2--N与NO3--N累积量分布特征不同，界面处砂土层NO2--N的累积量出现最低值。土壤有机碳为反硝化作用提供电子供体，因此NO2--N累积量分布与土壤有机碳分布有关[25,28]。已有研究表明，农田反硝化作用主要以生物反硝化为主[26]，反硝化作用共分为2步，第1步将NO3--N先还原成NO2--N，第2步将NO2--N还原成N2，2步反应都需要有碳源提供能量。随着NO3--N入渗，有机碳被上层黏土截留和所含细菌所消耗，流至深层黏土中的有机碳在为反硝化作用的第1步提供碳源后，第2步NO2--N的还原反应因缺少足够的碳源而难以进行，造成了土壤中NO2--N的累积[24]。黏土层厚度较小的土柱中有机碳含量小，且NO3--N对NO2--N的还原具有竞争性抑制作用，造成NO2--N还原反应受到抑制而在土壤中累积。黏土层厚度为40 cm的土柱有机碳总量较大，NO3--N浓度达标后对NO2--N还原反应的抑制作用会减弱，NO2--N还原作用加强，造成土柱内NO2--N累积量较小[29]。

表3 NO3--N与NO2--N累积量

2.4 黏土层厚度对NO3--N迁移的影响

通过质量平衡的方法（式（3）～式（8））计算4组土柱内NO3--N累积量，并通过估算得出反硝化量，对应得出4组土柱NO3--N累积量和反硝化量随黏土层厚度变化的特征（图5）。如图5a所示：当黏土层厚度差不小于20 cm时，NO3--N累积量差异显著（<0.05）；由图5可知，土柱内NO3--N累积量与反硝化量（图5b）均随黏土层厚度的增加而增大，C土柱（30 cm黏土层）与D土柱（40 cm黏土层）中NO3--N累积量均较大且差异不显著（>0.05），但D土柱（40 cm黏土层）内反硝化量最大[（0.15±0.05）g]，显著高于黏土层厚度为10～30 cm的土柱（<0.05）。分析其原因，一方面是由于NO3--N在土壤孔隙中的运移速率随着土柱内黏土层厚度的增加而减小，受到黏土层阻滞作用的影响越大，越有利于NO3--N的累积，造成NO3--N在土壤中停留的时间越长；另一方面则由于黏土层中有机碳含量较高（表1），土柱内黏土层厚度越大，有机碳总含量越大，因此在试验过程产生的还原环境条件下，越有利于反硝化作用的进行[26]，同时土柱内NO3--N累积量也会受到黏土层中反硝化作用的影响，而这种现象在40 cm黏土层土柱内更为突出，造成其反硝化量与10～30 cm黏土层的土柱差异显著（<0.05），从而说明40 cm黏土层对反硝化作用影响更为显著，进一步说明40 cm的黏土层对于NO3--N迁移具有更大的影响。

注：不同小写字母表示处理间差异显著（P<0.05）。

3 结 论

本文针对NO3--N在“上粗下细”型层状包气带结构中更易发生淋滤从而引起地下水NO3--N污染风险较高的问题，设置黏土层厚度不同的4组填充土柱作对比试验，采用稳定浓度溶液入渗方法，通过分析淋滤液与试验后土样的水化学特征，从入渗过程、淋滤液NO3--N浓度变化、土柱内NO3--N累积量与反硝化量探讨了层状结构包气带中黏土层厚度对NO3--N迁移的影响。得到以下结论：

1）层状结构包气带的入渗过程由入渗溶液到达砂黏土层界面前后可分为2个阶段。第1阶段湿润锋运移深度和累积入渗量与入渗时间趋于非线性关系；第2阶段湿润锋运移深度与和累积入渗量和入渗时间趋于线性关系。

2）淋滤试验过程中淋滤液NO3--N与Cl-浓度随入渗时间的变化特征反映了不同厚度的黏土层对溶质运移的阻滞作用。A、B、C和D土柱淋滤液NO3--N与Cl-浓度与入渗时间呈非线性降低并依次达到稳定的特征，4组土柱淋滤液NO3--N浓度达到稳定的时间分别为9、17.5、21.5和33 h。阻滞作用的增强与黏土层厚度呈非线性关系，当土柱内黏土层厚度达到40 cm时，对NO3--N淋滤的阻滞作用显著强于黏土层厚度为10～30 cm的土柱（<0.05）。

3）淋滤试验结束后土柱内各层土壤NO3--N与NO2--N的累积分布特征不同。受上下土层土壤物理性质与渗透性差异的影响，淋滤试验过程中在砂黏土层界面形成了临时滞水层，造成黏土层NO3--N与NO2--N累积量均较大。同时砂黏土层界面反硝化作用较为强烈，是反硝化作用的活跃区域。

4）对黏土层厚度不同的土柱内反硝化量进行了估算，说明了NO3--N累积量和反硝化量与黏土层厚度的关系。4组土柱中，黏土层厚度为30与40 cm的土柱内NO3--N累积量相近，但40 cm黏土层的土柱反硝化量最大[（0.15±0.05）g]且与黏土层厚度为10～30 cm的土柱差异显著，说明40 cm黏土层对于NO3--N迁移具有更大的影响。

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Effect of the thickness of clay layer in the layered vadose zone on nitrate nitrogen migration

Tian Luyao1,2, Wang Shiqin1,2※, Wei Shoucai3, Liu Bingxia1, Liu Binbin1, Hu Chunsheng1

(1.,,,,050022; 2.,100049; 3.,,256600,)

The clay layer in the vadose zone with layered structure in soils has an important effect on blocking the pollutants which will enter into the groundwater. At present, there is insufficient knowledge about the effects of the thickness of the clay layer on the migration process of nitrate nitrogen (NO3--N). Nitrate nitrogen is more prone to leaching through the ‘up thick and down thin’ ( the up layer of soil with larger particles and the down layerof soil withsmaller particles) vadose zone with layered structure, which can cause a higher risk of nitrate nitrogen pollution to groundwater. In this study, we set up four groups soil columns with 40 cm height, the types of four groups soil columns included “up sand and down clay” and full filling with clay. The ratio of thickness (between sand and clay layer) was 3:1, 1:1, and 1:3, and the last type soil column had 40 cm clay. The content of the study in the leaching experiment under the condition of stable water head and stable concentration of nitrate nitrogen with infiltration, which included infiltration process of nitrate nitrogen solution, the characteristics of accumulation and denitrification of nitrate nitrogen in soil columns. In order to clarify the effects of the clay layer thickness on the migration process of nitrate nitrogen in the layered vadose zone, the soil columns with different thickness of clay layer. The results showed that the infiltration process of solution could be divided into two stages, namely, the relationship between the cumulative infiltration capacity with the wetting front transport depth and the infiltration time gradually changed from nonlinear to linear when the wetting front crossing the sand-clay layer interface.Meanwhile, the cumulative infiltration capacity decreased significantly with the increasing in the thickness of clay layer in the soil columns (<0.05). When the thickness of the clay layer in the soil column reached 40 cm, the effect of blocking on the nitrate leaching of nitrogen was significantly stronger than other soil column which was with the clay layer of 10-30 cm. During the leaching experiment, a water retention layer was formed at the interface of the sand-clay layer, which made the cumulative values of nitrate nitrogen and nitrite nitrogen in the clay layer at the interface were both large, while the accumulation of nitrate nitrogen and nitrous nitrogen decreased with the increasing of depth in clay layer in the same soil column. When the difference of thickness in clay layer was not less than 20 cm during different soil columns, the accumulation of nitrate nitrogen in the soil column was significantly different (<0.05). The soil column which thickness of clay layer was 40 cm had the largest amount of nitrate nitrogen used in denitrification [(0.15±0.05) g] was significantly higher than the soil column with 10-30 cm in the thickness of clay layer (<0.05), which indicated that when the thickness of clay layer reached a certain degree (such as 40 cm), it not only blocked nitrate nitrogen, but also affected the amount of denitrification. Occurrence had a significant impact which could play an important role in preventing the leaching of nitrate nitrogen into groundwater. This study can provide a reference for the management of farmland fertilization and groundwater protection under soil with layered vadose zone conditions.

soils; nitrogen; water infiltration; layered vadose zone; thickness of clay layer; nitrate nitrogen migration; soil column experiment

田路遥，王仕琴，魏守才，等. 层状包气带黏土层厚度对硝态氮迁移的影响[J]. 农业工程学报，2020，36(14)：55-62.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.007 http://www.tcsae.org

Tian Luyao, Wang Shiqin, Wei Shoucai, et al. Effect of the thickness of clay layer in the layered vadose zone on nitrate nitrogen migration[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(14): 55-62. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.007 http://www.tcsae.org

2019-12-06

2020-05-10

国家自然科学基金项目（41530859，41471028）；河北省重点科技研发项目（18273604D）；河北省自然科学基金青年项目（D2017503018）

田路遥，主要从事地下水环境方面研究。Email：tianluyao2017@163.com

王仕琴，研究员，博士生导师，主要从事水文循环与地下水环境方面研究。Email：sqwang@sjziam.ac.cn

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.14.007

S153

A

1002-6819(2020)-14-0055-08