生活污水尾水灌溉对秸秆还田稻田氨挥发的影响

2020-07-31李梦瑶王旭刚徐晓峰段婧婧薛利红杨林章

农业环境科学学报 2020年7期

李梦瑶，王旭刚，徐晓峰，段婧婧，薛利红，3*，杨林章，3

（1.河南科技大学农学院，河南洛阳471000；2.农业农村部长江下游平原农业环境重点实验室，江苏省食品质量安全重点实验室，江苏省农业科学院农业资源与环境研究所，南京210014；3.江苏滩涂生物农业协同创新中心，盐城师范学院，江苏盐城224002）

氨挥发是稻田氮素的主要气态损失途径[1]，每年因氨挥发损失的氮素占稻田施氮量的9%～40%[2]。氨挥发不仅降低了氮素利用率，其所导致的氮沉降还会使土壤硝酸盐浸出率增高，从而增加水体富营养化和土壤酸化风险[3]。太湖流域为主要的稻麦轮作地区，该区域麦秸几乎全量还田。秸秆还田作为一种改良土壤结构、培肥地力常用的耕作措施，由于其腐解过程中有机酸等的累积及高碳氮比秸秆造成的固氮效应[4]，也导致了僵苗、幼苗毒害及水稻幼苗生长不良等现象的发生[5]。此外，秸秆还田可增加土壤脲酶活性，促进尿素的水解，使田面水NH-N 浓度增加，导致稻田氨挥发排放增加，与秸秆不还田相比，秸秆还田增加氨挥发18.2%[6]。

水资源短缺是目前最为严峻的全球环境问题之一，其中农业用水又是水资源重要消耗源之一[7]。我国2017 年农业用水量为3.8×1011m3，占总用水量的62.32%，但仍有大于3×1010m3的需水缺口[8]。作为一种废弃资源，达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）的生活污水尾水中，仍含有丰富的氮、磷、可溶性有机质等易被作物吸收利用的养分[9]，将其作为灌溉水源，具有成本低、资源丰富及稳定的优点，且不受区域限制，已成为世界范围内解决农业用水紧张和水资源短缺的普遍方法[10]。生活污水中丰富的无机氮能为作物提供养分，生活污水灌溉可以提高土壤反硝化细菌和纤维素分解菌的数量[11]，其中纤维素分解菌在促进秸秆腐解过程中起着关键作用，从而缓解因秸秆还田后土壤氮素固持所造成的负面影响。尹爱经等[12]研究发现来自化粪池的生活污水（以NH-N 为主）灌溉稻田可降低田面水TN 浓度；da Fonseca 等[13]的研究表明，污水灌溉还增加了土壤氮素含量，从而减少农田氮素的地表径流损失风险。徐珊珊等[14]研究表明，秸秆还田可提高田面水NH-N浓度，而耦合化粪池污水灌溉可降低田面水NH-N 浓度，减少稻田氨挥发28%。达标排放的生活污水尾水中所含氮源主要为NO-N。生活污水尾水灌溉对秸秆还田稻田氨挥发是否有同样的减排效果，目前还不清楚。本文通过盆栽模拟实验，考察生活污水尾水灌溉对稻田氨挥发排放的影响，以期为生活污水尾水的稻田合理利用提供参考。

1 材料和方法

1.1 试验概况

水稻盆栽实验于2018—2019 年在江苏省农业科学院实验大棚中进行。供试水稻品种为南粳46 号。供试土壤为典型的水稻土，取自于宜兴的稻田，基本理化性质为：总氮1.72 g·kg-1、总磷0.54 g·kg-1、有效磷23.09 mg·kg-1、速效钾159.28 mg·kg-1、有机质29.2 g·kg-1、pH 5.90。盆钵直径30 cm，高50 cm，装入35 kg 的水稻土，每盆栽种3 穴，每穴3 株。生活污水尾水取自南京某污水处理厂出水口，该污水处理厂主要采用A2/O 处理工艺，尾水基本理化性质为：总氮9.12 mg·L-1、铵态氮1.28 mg·L-1、硝态氮6.49 mg·L-1、总磷0.03 mg·L-1、pH 9.85。

1.2 试验设计

试验设置6个处理：秸秆不还田+清水灌溉+不施氮肥处理（TN0），秸秆不还田+清水灌溉+施氮肥处理（TN1），秸秆还田+清水灌溉+不施氮肥处理（STN0），秸秆还田+清水灌溉+施氮肥处理（STN1），秸秆还田+生活污水尾水灌溉+不施氮肥处理（SWN0），秸秆还田+生活污水尾水灌溉+施氮肥处理（SWN1）。每个处理设3次重复。

除不施氮肥处理外，其他处理保证稻季总氮投入一致，为240 kg N·hm-2。氮肥所用肥料为尿素，清水灌溉处理按照基肥∶蘖肥∶穗肥=3∶3∶4 的比例分别施入。生活污水尾水灌溉处理基肥氮施加量与清水灌溉处理一致，蘖肥和穗肥的实际尿素施用量需扣除尾水灌溉带入的氮量。每次灌溉之前测定尾水中氮浓度，根据灌溉用量计算生活污水灌溉带入的氮，据此确定追肥时尿素的具体用量。各处理氮素具体带入情况见表1。所有处理磷钾肥用量一致，按P2O565 kg·hm-2、K2O 100 kg·hm-2作底肥一次性施入，磷肥所用肥料为过磷酸钙，施加量为每盆3.28 g，钾肥所用肥料为氯化钾，施加量为每盆1.12 g。秸秆还田量按小麦产量6 000 kg·hm-2，收获指数0.35 计算，还田量约9 450 kg·hm-2。经折算，每盆还田秸秆66.76 g，秸秆粉碎后拌入土壤。水分管理为蘖肥期结束后（水稻分蘖期与拔节期之间）进行晒田，其余时间均保持2～5 cm水层的淹水状态。

表1 各处理氮素带入情况（kg·hm-2）Table 1 Nitrogen application of each treatment（kg·hm-2）

1.3 样品采集与测定

1.3.1 氨挥发测定

氨挥发采用密闭式间隔通气法-硼酸吸收法收集测定。每次施肥后7 d内连续每日测定。氨挥发每日的采集时间为8：00—10：00 和13：00—15：00 两个时段共4 h，通过0.01 mol·L-1H2SO4滴定硼酸得到氨挥发日排放通量，氨挥发累积排放量为氨挥发日排放量之和。

田面水水样分别在施肥后一周内，每日下午17：00—18：00 用50 mL 塑料瓶采取稻田田面水并过滤，用荷兰SKALAR SAN++SYSTEM 测试水样NH-N 和NO-N。田面水pH使用pH3310SET2（德国）原位测定。1.3.3 植株及土壤样品的测定

水稻于成熟后收割地上部分，将水稻籽粒与茎秆分开，烘干至恒质量后测定产量。测产后粉碎水稻籽粒和秸秆，用凯式定氮法测定植株总氮含量[15]。于水稻蘖肥期结束后采用三点取样法收集0～20 cm 盆栽土壤样品，样品采集后直接用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定土壤脲酶活性[16]。

1.4 数据分析与处理

使用Excel 2007 和SPSS 17.0 软件对数据进行分析和处理。采用Excel 2007 进行图表绘制。采用Duncan法进行差异性比较。

2 结果与分析

2.1 田面水NH-N和NO-N动态变化

图1 不同处理田面水NH-N动态变化Figure 1 Dynamics of NH-N concentrations in floodwater under different treatments

表2 不同处理下不同肥期田面水NH-N平均浓度（mg·L-1）Table 2 Average NH-N concentration in floodwater in different fertilizer stage of different treatments（mg·L-1）

注：同列不同小写字母表示处理间差异显著（P＜0.05）。下同。Note：The different lowercase letters in a column indicate significant differences among treatments at P＜0.05 levels.The same below.

处理Treatments TN0 STN0 SWN0 TN1 STN1 SWN1基肥期Basel fertilizer 0.47±0.01c 0.40±0.00c 0.36±0.00c 12.92±0.51a 12.71±0.47ab 11.88±0.33b蘖肥期Tiller fertilizer 0.90±0.05c 0.97±0.01c 0.73±0.00c 14.21±0.51b 15.82±1.02a 16.22±0.52a穗肥期Panicle fertilizer 1.26±0.06b 1.23±0.02b 1.22±0.78b 7.37±0.78a 6.54±0.31a 6.52±0.30a均值Average 0.88±0.01b 0.87±0.00b 0.77±0.00b 11.50±0.44a 11.69±0.43a 11.67±0.08a

图2 不同处理田面水NO-N浓度动态变化Figure 2 Dynamics of NO-N concentrations in floodwater under different treatments

表3 不同处理下不同肥期田面水NO-N平均浓度（mg·L-1）Table 3 Average NO-N concentration in floodwater in different fertilizer stage of different treatments（mg·L-1）

处理Treatments TN0 STN0 SWN0 TN1 STN1 SWN1基肥期Basel fertilizer 0.56±0.10bc 0.22±0.04d 0.61±0.01b 0.83±0.06a 0.38±0.07cd 0.45±0.05bc蘖肥期Tiller fertilizer 0.12±0.03b 0.16±0.02b 1.04±0.13a 0.70±0.18a 0.22±0.04b 0.81±0.18a穗肥期Panicle fertilizer 0.08±0.02c 0.09±0.01bc 0.40±0.13a 0.37±0.0 a 0.31±0.04ab 0.37±0.10a均值Average 0.25±0.04b 0.16±0.01b 0.68±0.06a 0.63±0.08a 0.30±0.05b 0.54±0.09a

2.2 田面水pH

各处理田面水pH 动态变化情况见图3，田面水pH 随水稻移栽时间呈先升高后降低的趋势。施氮肥可提高清水灌溉处理田面水pH，TN1 和STN1 处理整个肥期的田面水pH 分别比TN0 和STN0 处理高0.13和0.14，达到显著水平。但施加氮肥对生活污水尾水灌溉处理影响并不显著。无论是否施加氮肥，生活污水尾水灌溉处理田面水pH 在水稻移栽后7 d内（基肥期）均显著高于秸秆还田清水灌溉处理（表4）。

图3 不同处理田面水pH动态变化Figure 3 Dynamics of floodwater pH under different treatments

2.3 氨挥发排放通量

各处理氨挥发排放通量动态变化状况见图4。无论秸秆是否还田，施加氮肥均使各处理氨挥发排放通量显著提高。蘖肥期各处理氨挥发排放通量最高。TN0处理氨挥发排放通量在施基肥后1 d达到最高峰值，而STN0和SWN0处理分别在施基肥后2 d和3 d达到排放最高峰值。与TN0处理相比，STN0处理降低了稻田氨挥发排放通量，TN0和STN0处理氨挥发日排放通量均值分别为1.04 kg N·hm-2·d-1和0.89 kg N·hm-2·d-1。与STN0处理相比，SWN0处理氨挥发日排放均值降低了19%，为0.72 kg N·hm-2·d-1。施氮肥下各处理均在施肥后第3 d 达到峰值，随后逐渐降低。TN1、STN1 和SWN1 处理氨挥发日排放均值分别为3.78、3.45、3.94 kg N·hm-2·d-1，与TN1 处理相比，STN1 处理使氨挥发日排放均值降低了9%，而SWN1处理氨挥发日排放均值比STN0处理增加了14%。

表4 不同处理下不同肥期田面水平均pHTable 4 Average pH value in floodwater in different fertilizer stage of different treatments

图4 不同处理氨挥发排放通量Figure 4 Dynamics of NH3volatilization fluxes under different treatments

与基肥期相比，蘖肥期不施氮肥处理的氨挥发排放通量一直保持在较低水平。TN0、STN0、SWN0 处理的氨挥发日排放均值分别为0.38、0.36、0.22 kg N·hm-2·d-1，SWN0 处理比STN0 处理降低了39%。与不施氮处理相比，蘖肥施加后显著提高了各处理氨挥发排放通量，并在蘖肥后第1 d达到峰值，其中SWN1处理最高，为24.53 kg N·hm-2·d-1，比STN1（8.46 kg N·hm-2·d-1）和TN1 处理（18.26 kg N·hm-2·d-1）分别提高了190%和34%。SWN1 处理氨挥发排放通量在施蘖肥2 d后迅速降低，随后均低于STN1和TN1处理。

水稻在穗肥期的氨挥发排放通量较基肥和蘖肥期有所降低。不施氮肥处理下，TN0、STN0 和SWN0处理的氨挥发排放通量日均值分别为0.30、0.58、0.25 kg N·hm-2·d-1，与TN0 处理相比，STN0 处理使氨挥发日排放均值增加了93%，而SWN0 处理则比STN0 处理的氨挥发日排放均值降低57%。施氮肥处理下，SWN1 处理氨挥发排放通量于施穗肥第1 d 达到排放峰值，TN1和STN1处理均在施肥2 d后达到排放峰值，然后逐渐降低。施氮下各处理氨挥发日排放通量均值以SWN1 处理最高（2.29 kg N·hm-2·d-1），其次是TN1 处理（2.26 kg N·hm-2·d-1），而STN1 处理最低（1.77 kg N·hm-2·d-1）。

2.4 氨挥发累积排放量

各处理氨挥发累积排放量见表5。施加氮肥显著提高了水稻整个肥期氨挥发累积排放量，TN1处理较TN0 处理提高了6.15 倍，STN1 和SWN1 处理较STN0 和SWN0 处理分别提高了3.92 倍（清水灌溉）和8.70倍（生活污水尾水灌溉）。不施氮肥下，无论清水还是尾水灌溉，秸秆是否还田，对氨挥发累积排放量均无显著影响。与STN1 处理相比，SWN1 处理在基肥期、蘖肥期和穗肥期均增加了氨挥发累积排放量，其中蘖肥期达到显著水平，整个生育期内的总排放量也显著增加了28.6%。

表5 不同处理对氨挥发累积排放量的影响（kg·hm-2）Table 5 Cumulative NH3 emission in different periods of paddy season（kg·hm-2）

2.5 水稻产量、氮吸收以及单位产量氨挥发排放量

同等氮肥施加条件下，秸秆还田使水稻产量显著降低了15%。无论是否施加氮肥，与清水灌溉处理相比，生活污水尾水灌溉均使水稻产量显著提高，SWN0处理和SWN1处理分别比STN0和STN1处理显著提高了94%和34%（P＜0.05）。

基于水稻产量和氨挥发累积排放量，计算单位产量氨挥发排放量，发现所有施氮处理单位产量氨挥发排放量均显著高于不施氮肥处理。与STN0 处理相比，SWN0 处理使单位产量氨挥发排放显著降低了72%，与STN1 处理相比，SWN1 处理虽使单位产量氨挥发累积排放降低了5%，但差异未达显著水平。

由图5 可以看出，与TN0 处理相比，STN0 处理显著提高了水稻秸秆吸氮量，但显著降低了水稻籽粒吸氮量；施加氮肥后，秸秆是否还田对清水灌溉处理无显著影响。与秸秆还田清水灌溉处理相比，无论是否施加氮肥，生活污水尾水灌溉处理均显著提高了籽粒吸氮量和植株吸氮量，植株吸氮量的增幅高达30%（SWN1）和90%（SWN0）。

2.6 土壤脲酶活性

如图6 所示，与TN1 处理相比，STN1 处理显著降低了土壤脲酶活性。与秸秆还田清水灌溉处理相比，无论是否施加氮肥，生活污水尾水灌溉均显著提高了稻田土壤脲酶活性。

3 讨论

氨挥发过程是NH+4-N 在水-气界面多种反应共同参与的复杂动力学过程[17]，NH+4-N 是氨挥发作用的重要驱动因子，其浓度直接决定氨挥发潜能。由图7可知，氨挥发排放通量的动态变化特征与田面水pH和NH+

4-N 浓度变化趋势基本一致，通过Parson 相关性分析可得，氨挥发排放通量与田面水NH+4-N 和田面水pH 呈极显著正相关（r=0.823**和r=0.381**，P＜0.01），尤其是与田面水NH-N 浓度，相关系数高达0.823（P＜0.01），这和前人研究结果一致[16]。与正常灌溉相比，麦秆还田下生活污水灌溉略微降低了基肥期田面水NH-N含量，但提高了田面水pH，而稻田氨挥发的最终表现为排放量增加，说明pH 对氨挥发的影响要高于田面水NH+4-N浓度。

图5 不同处理对植株吸氮量的影响Figure 5 Effects of different treatments on nitrogen uptake of plants

图6 水稻移栽21 d后各处理土壤脲酶活性Figure 6 Effects of different treatments on soil urease activity at 21 days after transplanting

本研究发现，正常灌溉施氮情况下，秸秆还田较秸秆不还田处理显著降低了氨挥发排放总量，其主要表现为蘖肥期氨挥发排放量显著降低，与张刚等[6]的研究结果相反，这可能与秸秆还田量、氮肥运筹等有关。秸秆还田后土壤碳氮比的升高[18]，导致土壤氮源被固定[19]，土壤脲酶活性有所降低（图6）[20]，从而抑制尿素的水解，减少氮肥的气态损失。如李宗新等[21]的研究表明，秸秆还田量为7 500 kg·hm-2时，等量氮肥施入下，秸秆还田可减缓氨挥发速率；而本试验中秸秆还田量折算后为9 445 kg·hm-2，远高于张刚等[6]研究中的5 000 kg·hm-2。此外，水稻分蘖期苗小，植株根系尚不发达，对氮素的吸收固定作用较弱，且植株生长稀疏，有利于空气流动，因此稻田氨挥发排放主要集中在水稻分蘖期[22]。邬刚等[23]的研究表明，在保证施氮量一致的前提下，降低20%基肥比例可显著减少基肥期氨挥发累积排放量，与张刚等[6]研究中的基肥运筹（40%）相比，本试验中基肥占比为30%，这也是本研究中秸秆还田使水稻分蘖期氨挥发排放显著降低的原因之一（表5）。

图7 氨挥发排放通量与田面水NH-N浓度和田面水pH相关性分析Figure 7 Correlation analysis of ammonia volatilization flux with NH-N concentration and pH of floodwater

目前关于氨挥发累积排放的报道多为单位面积氨挥发排放量[24-25]，但对于以产量为首要目标的农业实际生产而言，考察单位产量下的氨挥发排放更具现实意义[26]。研究发现，与清水灌溉相比，用富含NO-3-N的生活污水尾水灌溉秸秆还田稻田，在不施氮肥时显著减少了氨挥发排放，而配施氮肥时却增加了稻田氨挥发（表5），这可能与田面水中的铵硝转化有关。秸秆还田不施氮肥时，富含NO-N的生活污水尾水灌溉提供了一部分NO-N氮源，而秸秆对低浓度NO-N有很强的吸附去除效率[27]，可加速反硝化进程，使NO-N转化为NH-N；而水稻为喜铵作物，转化而来的NH-N迅速被水稻吸收，因此，田面水中NH-N 浓度表现为降低趋势（图1），水稻氮吸收却显著增加（图5），最终的产量也显著高于正常灌溉处理（表6），单位产量的氨挥发显著低于正常灌溉处理（表6）。而秸秆还田配施氮肥情况下生活污水尾水灌溉处理在基肥施用的尿素用量与正常灌溉处理一致，但由于自身带入了约6 kg·hm-2的氮源，NO-N源加入的刺激加速了秸秆碳的释放，充足的碳源提高了土壤反硝化微生物的活性[27-28]，与秸秆还田清水灌溉处理相比，显著提高了田面水NO-N浓度。此外，生活污水尾水处理下土壤脲酶活性显著提高（图6）[29]，脲酶促进了尿素的水解过程[30]，使氨挥发排放增加。与秸秆不还田处理相比，生活污水尾水灌溉耦合秸秆还田在基肥期显著降低了田面水NH-N浓度和NO-N浓度，因此生活污水尾水灌溉虽提高了田面水pH（图3），但生活污水尾水耦合秸秆还田处理氨挥发排放并未显著增加，且因其显著增加了水稻产量，单位产量下氨挥发排放低于清水灌溉处理（表6）。苏芳等[31]的研究表明，施氮量相同的情况下，与尿素相比，施加硝酸铵化肥可降低氨挥发排放25.45%，因此与单施NH-N 肥相比，加入NO-N 肥可显著提高植株吸氮量，减少氨挥发损失。

表6 不同处理水稻产量及水稻单位产量的氨挥发损失量Table 6 Rice yield and yield-scale NH3 volatilization losses

作为人口众多的缺水国家，我国目前已建成污水处理厂4 000 余座，每日可处理污水1.7×109m3[32]，废水达标排放率在90%以上[33]，而二次水的循环利用率却仅有30%左右[34]。因此生活污水尾水资源化，提高污水回收利用率，对解决水资源短缺现状具有重要意义。而本研究结果显示尾水灌溉可以替代部分化肥并显著增加水稻产量，降低单位产量氨挥发排放量，无论对于水稻生产还是环境保护均有积极作用。但本研究是在土柱试验条件下得出的结果，还需要在大田进一步验证。