乳业再生水长期灌溉对土壤有效氮素的影响及评价

吉时育，王 勇，2，张 琨，郭书婷

（1.内蒙古师范大学地理科学学院，呼和浩特 010022；2.内蒙古节水农业工程研究中心，呼和浩特 010022）

0 引言

再生水是指工业废水或生活污水经适当工艺处理后，达到相关水质标准，能够满足某种用途要求的非饮用水。国家“十四五”规划纲要提出“强化农业节水增效，鼓励再生水利用”。再生水作为一种非常规水源，用于农业灌溉不仅可以减少农业淡水资源用量，而且其富含氮磷钾等农作物所必须的养分，灌溉后会对土壤养分含量及形态产生重要作用，进而影响作物生理和生长发育。作为构成生物体氨基酸、蛋白质和核酸主要成分的氮(N)，是作物生长发育不可或缺的营养元素，与作物产量密切相关。多年来有关再生水灌溉的土壤氮效应一直备受学者关注，并有大量文献报道。但已有研究结果差异较大，部分结果显示再生水灌溉能显著提高土壤氮素[1]，也有结果显示对提高土壤氮素的效果有限或者无效[2]。这些研究结果不一致的可能原因是土壤氮素含量及形态变化除与土壤和作物种类和灌溉历时等因素有关外，还与生产再生水的污水水质有关。源于不同行业污水的再生水，虽然总氮排放限值标准相同，但所含氮素形态有差异，灌溉后在土壤中的可转化性能和被植物吸收利用的难易程度也不同。因此，开展源于不同污水的再生水（再生水分质）灌溉效应研究，是深入研究再生水灌溉机理或机制的重要途径。乳业是内蒙古的重要产业，用水量和排污量大，污水中所含乳脂肪、乳糖和乳蛋白等有机物多，COD浓度高，多属易生化处理的有机废水[3]。目前关于乳业再生水灌溉效应研究报道较少。本文以乳业再生水灌溉区为研究对象，研究乳业再生水长期灌溉后（17年）土壤氮素形态及分布特征，并对其土壤有效氮素水平进行评价。研究结果不仅可为乳业再生水灌溉的可行性提供佐证，而且对促进深入理解再生水氮素在土壤中的迁移转化和植物吸收利用机制或机理也有作用。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于呼和浩特市和林格尔县盛乐经济园区，地理坐标为东经111°45′00″，北纬40°40′00″。园区海拔1 100～1 130 m，年平均气温5.4℃，最高气温31℃，最低气温-21℃，年均降水量421 mm，蒸发量1 600～2 500 mm，平均风速2.3 m/s，冻土深度1.40 m。属中温带半干旱大陆性季风气候。

2004年，园区建成一座设计规模为6 000 m3/d的污水处理厂，设计排放水质标准为《农田灌溉水质标准》（GB5084-2005）。2014年，园区对该污水处理厂进行升级改（扩）建，处理规模2.15万m3/d，出水水质标准为《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)一级A标准。污水处理厂的污水主要为乳业废水，占污水总量的91.45%，生活污水占3.25%，其他行业污水占5.3%。

2004年至今，污水处理厂排水下游部分农田一直利用该污水厂的出水进行灌溉。下游农田面积约409.32 hm2，其中再生水灌溉面积约59.2 hm2，井灌区面积270.89 hm2，再生水和井水混灌面积79.23 hm2。

1.2 试验布置及样品采集

2020年10月，通过实地踏勘污水厂排水口和灌溉渠系走向、机电井的位置，结合地形图和农户访谈，依据灌溉水质，在长期种植籽粒玉米地，选择了3个典型灌溉区，即机井水灌溉区（JG）、再生水灌溉区（ZG）和机井水与再生水混灌区（HG），见图1。在灌溉区东北部污水提升泵站旁（主要储蓄经前处理的乳业和市政污水），分别于2016年和2020年设置了2个污水直接灌溉试验地（W5和W1），面积均为400 m2。3个典型灌溉区长期采用传统畦灌，年灌水3次，2020年灌水时间：4月24日、6月30日、11月13日，2021年灌水时间：4月21日、7月4日、11月4日，灌水 定额600～750 m3/（hm2·次），施入等量复合肥（N-P-K 26%-12%-12%），玉米生育期不追肥。2个污灌试验地种植的作物为饲料玉米，灌溉、施肥方式与典型灌溉区相同。共5个灌溉试验处理（见表1），灌溉水质见表2，灌区土壤机械组成及质地见表3。

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

表3 灌区土壤机械组成Tab.3 Soil mechanical composition of irrigation areas

图1 灌区及采样点分布图Fig.1 Irrigation areas and distribution map of sampling points

表1 试验处理Tab.1 Experimental treatments

采样在5个灌溉试验区进行，随机选择3个样点（见图1），每个样点用土钻分5层取土采样，采样深度分别为0～10、10～30、30～50、50～70、70～90 cm。共18个取样点，单次采90个土样，2020年10月5-7日秋收后和2021年4月30日-5月2日春播前采样两次，共计180个图样。将采集土样封装带回实验室，自然风干后过筛备用。

1.3 参数测定

灌溉水质：COD（Cr）采用GB11914-89重铬酸盐法测定，NH3-N采用GB7479-87纳氏分光光度法测定，TP（总磷）采用GB111893-89钼酸铵分光光度法测定，TN（总氮）采用GB/T11894-1989碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，SS（悬浮物）采用GB11901-89重量法测定。

土壤：土壤机械组成采用NY/T 1121.3-2006比重计法测定，碱解氮含量采用K9840自动凯氏定氮仪测定，铵态氮和硝态氮采用HJ 634-2012标准氯化钾浸提-分光光度法测定，水解性有机氮=碱解氮-无机氮（铵态氮+硝态氮）。

1.4 土壤氮素评价方法

利用综合评价指数法对土壤有效氮素水平进行评价，具体步骤如下：

（1）利用模糊数学方法求权重：确定土壤铵态氮、硝态氮和水解性有机氮为评价对象，建立评价指标体系，利用公式（1）、（2）构造水平矩阵R，公式（3）计算第j个指标下第i项的权重值fij，公式（4）求各氮素熵值，公式（5）求各氮素的熵值权重：铵态氮为0.172、硝态氮为0.514、水解性有机氮为0.314。

（2）利用正S型函数公式（6）求3种氮素的隶属度。

（3）利用公式（7）求不同灌溉处理土壤的有效氮素综合评价指数（IFI，integrated fertility index），IFI数值越高，表示土壤有效氮素水平越高。

正向指标：

负向指标：

式中：fij为第j个指标下第i项的权重。

式中：Hj为第j个指标的熵值。

式中：wj为第j个指标的熵值权重。

式中：Si表示隶属度值；x表示指标实测值；L和H分别表示下限和上限临界值(表4)。本研究选取评价指标实测的最大最小值作为指标阈值的上下限[4]。

表4 土壤氮素指标隶属度函数上下限 mg/kgTab.4 Upper and Lower Limits of Soil Nitrogen Index Membership

式中：IFI为有效氮素综合评价指数；Si为第i项土壤肥力评价指标的隶属度值；ɑi为第i项土壤肥力评价指标的权重值。

1.5 数据处理

用Excel 2019和SPSS Statistics 21.0软件进行数据统计分析，采用OriginPro 2018绘图。

2 结果与分析

碱解氮在本研究中作为有效氮总量，不涉及氮素形态，因此本研究着重分析碱解氮的组成部分：铵态氮、硝态氮和水解性有机氮。

2.1 土壤铵态氮变化

图2为不同灌溉处理对铵态氮的影响，由图2（a）可知，10月采样的5种灌溉处理方式，不同灌溉处理对铵态氮的影响有所差异性。W1处理方式在0～90 cm内，铵态氮随着土层深度的增加而逐渐降低。W5处理方式在0～30 cm内变幅较大，在30 cm以下，随着深度的增加含量基本保持不变。JG处理方式、HG处理方式均在0～50 cm内，铵态氮含量变化幅度较小，在50 cm以下，含量变化呈现“V”型变化特点。ZG处理方式在0～90 cm内含量呈现波动化变化的特点，表明在其灌溉条件下其含量变化极不稳定。通过分析5种灌溉方式，发现污水灌溉1年的土壤铵态氮含量变化幅度最大。

4月份土壤铵态氮在5种灌溉处理方式下，含量变化如图2（b）所示。W1处理方式下土壤铵态氮含量先在0～30 cm内骤增，随之在30 cm以下则出现递减的变化特点。W5处理方式下铵态氮含量在0～90 cm内基本呈现递减变化特征。JG处理方式下铵态氮含量在0～50 cm内出现“V”字型变化特点，之后随着深度的增加，含量保持稳定。HG处理方式下的铵态氮在0～90 cm内先逐渐增加再逐渐减小。ZG处理方式在0～90 cm内含量呈现波动变化的特点。

图2 不同灌溉处理对土壤铵态氮的影响Fig.2 Effects of different irrigation treatments on soil ammonium nitrogen

综上，10月份与4月份不同灌溉处理后的土壤铵态氮有异同点。相同点主要为在污水灌溉下，土壤铵态氮均呈现随土层深度增加而含量减少，影响程度逐渐降低。污水灌溉、再生水灌溉、混合灌溉下，土壤铵态氮含量均大于机井水灌溉。差异点在于10月份各处理方式的土壤铵态氮基本低于4月份，这是由于冬季低温所致，部分微生物因低温冻死，体内有机氮以无机氮形式释放，更多养分被释放也会促进残存微生物的有机氮矿化作用[5]。10月份混合水灌溉的土壤铵态氮与再生水灌溉具有交叉分布特点，这是因为10月份采样时土壤硝态氮所当季植物消耗以及气态挥发，故两者无明显差异。4月采样于灌溉8 d后采样，铵态氮挥发有限，同时未受当季植物消耗，在再生水铵态氮含量明显高于机井水的情况下（表2），呈现4月份再生水灌溉的土壤铵态氮含量明显大于混合水、机井水灌溉。

2.2 土壤硝态氮变化

从图3（a）10月采样可知，W1和W5两种污水灌溉处理方式下，土壤各层硝态氮的影响具有相同的变化特征，其各层含量均大于其他灌溉方式，且W1硝态氮含量大于W5的各层含量，说明污水灌溉对土壤硝态氮的提升具有明显作用，这种提升作用有随着灌溉水中氮含量或有机物相对含量的增加而增加的趋势（见表2）。在ZG、HG、JG三种灌溉处理中，HG和ZG在各层中的硝态氮含量均大于JG含量，且随着土层深度的增加，HG和ZG呈现交错分布的特征，JG各层基本稳定，保持不变。表明机井水灌溉对土壤硝化作用影响小，污水灌溉影响最大，混合水和再生水次之。

由图3（b）显示，4月份各种灌溉处理方式下土壤硝态氮含量变化明显，在各层中经W1处理的土壤硝态氮含量最大，且其各层变幅也最大，表明第一年污水灌溉对土壤的硝态氮影响具有随机性。W5处理中土壤硝态氮各层含量均低于W1处理的含量，说明污水灌溉随着灌溉时长的增加，灌溉水中的氮或有机物质含量对土壤硝态氮的提升作用在降低。在再生水、机井水以及混合灌溉的三种处理方式中，除表层0～10 cm内，再生水和混合水含量差异较小外，其余土层均为混合灌溉＞再生水灌溉＞机井水灌溉。机井水灌溉的土壤硝态氮含量明显低于其余两种处理方式。说明机井水灌溉对土壤的硝化作用影响较弱，这和机井水的水质或者所含微量元素有关。

图3 不同灌溉处理对土壤硝态氮的影响Fig.3 Effects of different irrigation treatments on soil nitrate nitrogen

综上，10月份与4月份均为污水灌溉处理的土壤硝态氮含量最高，尤其是经W1处理的土壤硝态氮含量。JG处理的土壤硝态氮各层含量基本保持不变，变化幅度较小。不同点在于10月份污水灌溉处理下土壤各层硝态氮含量大多数大于4月份。污水灌溉下土壤硝态氮含量较高，因其带负电易淋溶，随冬季降水流失较明显；其次由于土壤解冻反硝化作用迅速增强，硝化作用恢复缓慢，加剧了硝态氮的以气态逸散[6]。JG、HG和ZG的硝化氮含量4月份和10月份差异不明显，无明显的规律性。

2.3 土壤水解性有机氮的变化

图4为不同灌溉处理方式下土壤水解性有机氮含量的变化，图4（a）所示10月采样数据中，污水处理的土壤水解性有机氮含量均比其他处理方式的含量高，其中在0～60 cm内，W5处理下的土壤水解性有机氮含量大于W1，60 cm以下则呈现相反的含量变化特征。表明水解性有机氮受污水灌溉时长的影响。在60 cm以下，受土壤类型或者土壤孔隙的影响，污水灌溉1年的土壤水解性有机氮含量高于污水灌溉5年。HG和JG处理的土壤水解性有机氮含量在45 cm处出现交叉拐点，其两种处理方式下的含量呈现相反的特点。ZG处理的水解性有机氮随着土层深度的增加，基本呈现不变的特征。

图4（b）所示4月采样数据中，依旧为污水灌溉下土壤水解性有机氮含量最高，污水灌溉1年与污水灌溉5年对其含量的影响有所差异性，在40 cm以上，W5处理的含量大于W1处理的，在40 cm以下，具有相反的变化特点，ZG和HG处理下土壤水解性有机氮随着土层深度的增加，而呈现出交叉分布的特点。JG处理的灌溉的土壤水解性有机氮在40 cm以上，随着深度的增加，含量递减，40 cm以下基本保持不变。

图4 不同灌溉处理对土壤水解性有机氮的影响Fig.4 Effects of different irrigation treatments on soil hydrolysable organic nitrogen

依据以上分析，10月份和4月份的土壤水解性有机氮含量变化有其规律性，主要表现在污水灌溉的土壤水解性有机氮含量优于其他灌溉处理方式，均有着机井灌溉各层含量变化幅度大于再生水灌溉和混合水灌溉。在相同处理方式下土壤水解性有机氮含量4月份均大于10月份。

2.4 土壤氮素综合评价

本研究将碱解氮含量作为总有效氮。通常农作物根系分布不同，土壤的氮素的含量有所差异，从探究耕层土壤各有效氮素含量关系的角度出发，本文通过综合评价指数法，依据土壤综合指数评价等级表（表5）对不同处理0～90 cm有效氮素进行综合评价，评价结果如表6所示。从表6中可得出，不同月份不同灌溉处理下，不同土层深度氮元素的变化有所异同。在10月份和4月份，W1和W5在各土层中，氮素均明显高于JG、HG、ZG所处理的氮素水平，表明污水灌溉的土壤氮素高于其他灌溉处理方式。污水灌溉1年与污水灌溉5年对各层土壤氮素的累积和淋溶作用相当，变化较为明显的土层分别为0～10 cm和50～90 cm，在机井水灌溉、再生水灌溉和混合水灌溉中，再生水灌溉在各土层中氮素含量均高于混合灌溉和井水灌溉，说明再生水灌溉处理对土壤氮素的累积和淋溶作用，强于其余两种灌溉方式。在不同月份对比中可得，4月份不同灌溉处理下的土壤氮素水平基本上优于10月份的氮素水平。

表5 土壤综合指数评价等级表Tab.5 Evaluation grade table of soil comprehensive index

表6 0～90 cm土层土壤有效氮素评价结果Tab.6 Evaluation results of soil available nitrogen in 0～90 cm soil layer

依据土壤综合评价标准可得，10月份和4月份，W1处理下的土壤氮素质量基本处于0.55～0.73之间，W5处理下土壤氮素质量基本处于0.43～0.70之间，均属于中等和一般水平。在10月份内，JG、HG、ZG均＜0.4属于差等级别，4月份除再生水灌溉（ZG）部分土层在中等水平外，其余均为差等水平。

2.5 分析

土壤中的氮素形态包括无机态氮和有机态氮两大类。无机态氮主要包括铵态氮和硝态氮，它们都溶于水，可直接被植物吸收利用。有机态氮主要包括水溶性有机氮、水解性有机氮和非水解性有机氮。碱解氮作为土壤有效氮素，包含水溶性有机氮（soluble organic nitrogen，SON）、水解性有机氮和无机氮。因为土壤SON含量极小[7]，约占土壤溶液总氮的0.2%～2.1%，且易随水分向下迁移，因此不会对土壤水解性有机氮含量产生较大影响，可忽略不计。本研究中的水解性有机氮实际是土壤水解性有机氮和SON的和。

乳业污水中含有大量脂肪、蛋白质、糖类等有机氮类物质[8]，有机物、氨氮、SS含量也较高，同时含有清洗设备时使用的碱性洗涤剂、硝酸和次氯酸钠等，无论是用经格栅过滤污水直接灌溉，还是用经污水厂深化处理达标排放的再生水长期灌溉，均有显著提升土壤有效氮素含量的作用(P＜0.05，表7)。但由于土壤氮素形态特征不同，再生水长期灌溉产生的影响也不同。从表7可以看出，各处理0～90 cm土层的有效氮以水解性有机氮为主，均占到80%以上，不同处理碱解氮的变化与水解性有机氮极相似（见图4）。长期非污水灌溉（JG、HG、ZG）土壤的铵态氮占15%以上，污水直接灌溉（W1和W5）的土壤铵态氮所占比例较小，只有7%～8%，各灌溉处理的铵态氮含量相近，均在10 mg/kg左右。硝态氮所占比例最少，除污水直接灌溉1年的W1处理为5.67%外，其他均小于4%。

表7 0～90 cm土层各处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

土壤中的铵态氮通常被土壤胶体吸附，呈交换吸附状态，在土壤中比较稳定，不易随水流失。含有较高铵态氮的污水(W1、W5）或再生水（HG、ZG)进行灌溉，必然有部分铵态氮进入土壤，与土壤胶体产生阳离子交换吸附。另外，乳业污水和再生水中含有较多蛋白质、氨基酸、糖类等[9]有机碳氮含量较高的物质，灌溉后直接通过调节土壤C/N比实现对土壤固氮微生物的影响。再生水COD/TN=1.68，C/N比较低，致使其对初级氮矿化的激发作用强于初级氮同化作用，使土壤铵态氮含量增加。其次再生水有机物的输入作用，势必给砂质土壤带入部分有机质，一定程度上抑制氨挥发，氨挥发量与土壤有机质含量呈显著负相关，有机质能有效吸附铵态氮，有机质提高，可降低铵态氮浓度并抑制氨挥发。所以污水和再生水长期灌溉对土壤铵态氮的提高作用主要表现在0～70 cm土层。但是，由于铵态氮在土壤中通常呈吸附交换态存在，不易流失，因此更多地表现为被作物吸收利用，或者是与硝态氮和有机氮间的相互转化，所以当有较多外源氮素供给耕地土壤后，铵态氮的含量相对比较稳定（10 mg/kg左右，表7）。

硝态氮易溶于水，带负电不易被土壤胶体吸附，易随水流向下层淋溶。乳业污水和再生水硝态氮含量远超井水，本研究区土壤为砂质土壤，再生水灌溉后硝态氮易向下淋溶运移。所以污水和再生水长期灌溉后，土壤硝态氮随土壤深度加深呈增大趋势，0～30 cm土层以下的增量更明显，该研究结果与冯小杰[10]等研究结果一致。研究区长期种植玉米，玉米根系通长自上而下呈“T”型分布，根系干物重中有85%以上分布于0～30 cm的耕作层，同时玉米主要吸收硝态氮，0～30 cm为玉米吸收硝态氮的主要区域。同时也因0～30 cm土层秸秆、植物根系较密，C/N相对大，微生物矿化作用相对小，硝化细菌可利用的铵态氮较少[11]，硝态氮转化较少。另外苗期玉米的氮素吸收能力还非常弱，短时间内种肥以及再生水所含氮素大量释放和转化易引起玉米苗期内大量硝态氮向下淋溶。连续长期污灌会使土壤硝态氮增量下降，即W5处理的土壤硝态氮含量明显小于W1，由于乳业污水给农田土壤带入氮素的同时，也带入了大量的盐类物质，这些盐类聚积于土壤表层[12]，造成了土壤板结，从而使农田土壤的容重和紧实度有所增加，水力传导系数下降，硝态氮下渗量减小，同时相对缺氧的环境会促进反硝化作用使硝态氮气态流失，因此出现连续5年污灌使硝态氮增效显著下降的现象。

另外，值得注意的是近年来硝态氮淋溶造成的地下水污染问题日趋严峻，是环保领域的热点问题。污水和再生水灌溉增加了土壤硝态氮含量，同时也增加了硝态氮因淋溶而引发地下水污染的风险[13]，土壤剖面中硝态氮含量是表征硝态氮淋失风险的主要指标，依据世界卫生组织（WHO）给定饮用水硝态氮含量标准上限为10 mg/kg[14]。本研究中，W1处理0～90 cm土壤硝态氮含量均值最高，为7.17 mg/kg，W5处理为4.73 mg/kg，均低于地下水饮用限定标准，暂不存在地下水污染风险。

土壤水解性有机氮是表征土壤潜在供氮能力的一个重要指标，其矿化作用直接关系到作物对氮素的需求。污水和再生水灌溉提升了土壤有效氮素的潜在供给能力，W1、W5和ZG处理的0～90 cm土层平均水解性有机氮含量明显高于HG和JG（表6）。HG和ZG处理在有外源补充的情况下0～90 cm土层水解性有机氮所占总有效氮（碱解氮）的比例略低于JG处理（见表6），表层土壤水解性有机氮含量依然低于JG（图4），说明再生水长期灌溉也促进了水解性有机氮的矿化作用。其原因是乳业再生水富含有机质和有机氮，外源有机碳氮施入土壤，首先会促进作物（玉米）的生长，根系分泌物相应增多，进而提高了矿化的基质，如含氮聚合物、尿素。其次刺激土壤微生物种群数量的扩大[15]，提高了土壤有关微生物所分泌的关键酶的活性和总量[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、肽酶通过解聚作用将含氮聚合物转化成生物可利用的氨基酸、核酸等单体含氮物质，将为后续转化铵态氮提供大量新基质，进而使土壤水解性有机氮矿化作用加强[17]。

此外，氮素转化较复杂，不同水质灌溉土壤有效氮素含量还受到灌溉水质稳定性、土壤理化性质、当季降水量等影响，因此，关于乳业再生水对土壤有效氮素的研究，增加重复性试验数量及试验时长是未来研究的重点，以此也能提升乳业再生水是否适宜玉米种植的评估有效性。

3 结论

本研究通过对10月和来年4月份分别取样后，应用传统统计学方法和综合评价等方法分析了经不同灌溉处理的土壤各种形态氮素含量、垂直变化以及含量等级，所得结果如下：

（1）不同月份不同灌溉处理对土壤铵态氮的影响均有污水灌溉（W1、W5）后的土壤铵态氮表层含量高，土层越深，含量有所降低；ZG灌溉处理下各层铵态氮含量均高于HG和JG的含量，尤其是4月份最为明显。

（2）关于土壤硝化氮含量，无论10月和4月，污水灌溉处理的土壤硝化氮含量高于其他处理，尤其是污水灌溉1年的变化尤为明显。HG和ZG处理的硝化氮含量高于JG。

（3）水解性有机氮在10月和4月份的含量变化上有所差异性，共同点为污水灌溉（W1、W5）的水解性有机氮含量明显高于其他灌溉方式。JG处理的有机氮含量各层变化幅度大于HG、ZG两种处理的。灌溉处理相同时10月份的水解性有机氮含量基本上低于4月份的含量。

（4）污水灌溉下的土壤氮素水平优于其他灌溉方式，处于一般和中等水平，再生水灌溉优于机井水和混合水灌溉。