1 引言
水资源短缺是农业灌溉面临的重大挑战，在农业用水严重紧缺的现状下，将再生水作为农业灌溉水源，可有效缓解农业用水紧缺形势，也是实现农业可持续生产及粮食安全的重要保障.以城市生活污水为主要来源的再生水中含有包括氮在内的等多种营养成分，用于灌溉可以减少肥料的使用，改善土壤肥力.土壤中的氮素主要是以有机态形式存在，而植物直接吸收利用的是无机态氮和少量水溶性有机氮，只有在土壤动物和微生物的作用下有机态氮才能转化成能被植物吸收利用的矿物氮，这一过程称为土壤氮的矿化，也是土壤氮素内循环的核心和反映土壤供氮能力的一个重要因素.研究表明，设施菜田种植前土壤可供给作物的氮素主要包括土壤中存在的无机氮和作物生长期间土壤有机氮的矿化，作物吸收的氮约50%~80%来自于土壤.再生水灌溉不仅可促进表层微生物数量的增加，同时也改变了微生物群落结构，提高了土壤生物活性，促进了土壤氮素矿化.此外，长期再生水灌溉提高了土壤微生物活性，改善了土壤性能.另外，随着再生水灌溉年限的增加，土壤有机质、总氮、有效磷含量及土壤微生物活性增加明显.因此，较为准确的定量描述再生水灌溉土壤的氮素矿化潜势，估算当季作物种植前土壤的供氮潜力对指导合理施肥具有重要意义.目前，国内外对土壤氮素矿化的研究主要集中在大田作物土壤氮素矿化量的计算，温度和土壤类型对土壤氮素矿化的影响及土壤氮素矿化的模型研究等方面，但有关不同施氮水平再生水灌溉土壤氮素矿化潜势及释氮节律的研究鲜有报道.为此，本试验以长期再生水灌溉土壤为研究对象，利用室内培养方法，研究不同施氮水平对长期再生水灌溉土壤氮素矿化量、矿化速率、吸附参数和氮素矿化势的影响，分析土壤氮素矿化潜势及土壤氮素释放节律，以期为长期再生水灌溉下土壤氮肥的合理施用提供理论依据.
2 材料与方法
供试土壤采自中国农业科学院河南省新乡市农业水土环境野外科学观测试验站日光温室，土壤质地为粉砂粘壤.试验站位于北纬35°19"，东经113°53"，海拔73.2 m，年均气温14.1 ℃，年均降水量约588.8 mm，无霜期210 d，日照时数2398.8 h.试验土壤样本分别取自再生水灌溉4年及常规施氮处理(施肥量90 kg · hm-2)(A)、再生水灌溉4年及不施氮处理(ReCK)、清水灌溉4年及常规施氮处理(施肥量90 kg · hm-2)(E)和清水灌溉4年及不施氮处理(CK)番茄收获后的小区，每个土壤样本小区内分别随机选择3点，采集0~20 cm耕层土壤，混合均匀，除去可见动植物残体，部分鲜土用于土壤硝态氮和铵态氮含量测定，其余土壤样品自然风干碾磨过2 mm筛备用.试验用再生水取自试验站附近的河南新乡市骆驼湾污水处理厂，污水来源主要为城市生活污水，污水处理工艺为A/O反硝化生物滤池和臭氧氧化组合工艺，再生水常规水质指标完全符合农田灌溉水质标准(GB 5084—2005)、再生水水质标准(SL 368-2006)和城市污水再生利用农田灌溉用水水质(GB 20922—2007)的规定，出水水质详见表 1;灌溉方式采用地表滴灌，番茄全生育期再生水总灌溉量为3736 m3 · hm-2.供试土壤样本的基本理化性质见表 2，说明再生水灌溉较清水灌溉增加了土壤有机质含量，提高了土壤的性能.
表1 灌溉水水质成分
表2 试验地土壤基本理化性
2.2 试验设计
本试验采用室内常温培养的方法，以硫酸铵为外源氮肥，试验共设8个处理：A(N200)(施氮量200 mg · kg-1)、A(N160)(施氮量160 mg · kg-1)、A(N140)(施氮量140 mg · kg-1)、A(N100)(施氮量100 mg · kg-1)、A(N0)(施氮量0 mg · kg-1)、E、CK、ReCK，每个处理重复3次.分别称取100 g过2 mm筛的风干土样置于24个250 mL的三角瓶内，采用蒸馏水配置不同浓度(NH4)2SO4溶液，倒入三角瓶内，保持土壤含水率为田间持水量(质量含水率为24%)，将三角瓶用封口膜密封，以尽量避免水分及氮素反硝化损失，于25 ℃恒温培养，在第0、7、14、21、28、35、42 d从每个培养瓶中分别取样测定铵态氮和硝态氮含量.
参照文献(鲍士旦，2000)方法进行测定，其中，土壤含水量采用烘干法测定;pH采用PHS-1型酸度计测定;有机质采用重铬酸钾容量法-外加热法测定;硝态氮、铵态氮、全氮、全磷采用德国BRAN LUEBBE AA3连续流动分析仪测定;土壤累积矿化氮量(mg · kg-1，以N计)为当次取样所测得的矿质氮量与初始矿质氮量之差;土壤氮矿化速率(mg · kg-1 · d-1)为单位时间内土壤氮的矿化量;矿化势为在一定条件下土壤氮素可释放的最大氮量.
2.4.1 土壤吸附参数Kd
Freundlich线性等温吸附模型如下：
式中，S 为平衡液NH+4-N浓度，换算为每kg土壤的相应养分吸附量(mg · kg-1);C0为倒入土壤溶液中铵态氮的浓度(mg · L-1).
2.4.2 一级动力学模型
采用一级动力学方程(Yeasmin et al., 2012)拟合土壤有机氮矿化过程中矿质氮的累积变化：
式中，Nt为一段时间内累积的净矿化氮量(mg · kg-1);N0为氮矿化势(mg · kg-1);k为矿化速率常数(d-1);t为培养时间(d).
2.4.3 统计分析
试验数据采用Microsoft Excel 2010和SPSS17.0软件进行处理和统计分析.
3 结果与分析
图 1表明，不同施氮水平土壤氮素矿化累积量随培养时间的变化趋势基本一致，培养前期(<7 d)土壤氮素累积矿化量增加较快，后期土壤氮素累积矿化量趋于平稳;各处理在培养的第28 d后基本达到平衡状态，且同一时段A(N200)、A(N160)、A(N140)、A(N100)、A(N0)、E、CK、ReCK处理间土壤累积矿化氮量存在显著差异(p<0.05).表明不同外源氮肥输入对土壤氮素的矿化能力影响显著.
图1 不同培养时间土壤氮素累积矿化量
3.2 不同施氮处理对土壤氮素矿化速率的影响
随着培养时间的延长，各施氮处理土壤氮素矿化速率下降明显(表 3).在培养期间，不同施氮处理的矿化速率大致可以划分为3个阶段：0~7 d为第一阶段，各处理土壤的矿化速率为1.74~14.90 mg · kg-1 · d-1;7~21 d为第二阶段，各处理的矿化速率迅速下降为0.97~3.91 mg · kg-1 · d-1;21~42 d为第三阶段，各处理的矿化速率下降缓慢，基本趋于平稳，矿化速率为0.76~2.02 mg · kg-1 · d-1.A(N200)、A(N160)、A(N140)、A(N100)、A(N0)、E、 CK、ReCK各处理在培养期间的平均矿化速率分别为 4.92、5.31、2.83、3.13、2.70、1.38、1.14、1.59 mg · kg-1 · d-1，且ReCK处理的土壤平均矿化速率为CK处理的1.39倍.
表3 不同培养时间不同施氮处理土壤氮素矿化速率的动态变化
3.3 不同施氮处理土壤吸附参数Kd及土壤潜在矿化势预测 3.3.1 土壤吸附参数 Kd的确定
吸附是描述溶质在土壤固相、液相的相对分布，它参与了溶质在土壤中的运移过程，对溶质运移起着阻滞作用.Kd越大表明土壤固相吸附的溶质量越大，反之，Kd越小表明溶质保持在土壤溶液中的量越多.根据表 4中的数据，绘制S-C0关系曲线，并用直线拟合两者之间的关系，结果为：S=0.0022C0，R2=0.938，则吸附参数Kd为0.0022 L · kg-1.
表4 不同处理土壤NH4+吸附试验结果
3.3.2 土壤潜在矿化势的预测
一级动力学模型拟合结果表明(表 5)，不同施氮处理土壤氮素矿化势(N0)的变化范围为10.93~92.88mg · kg-1，其由小到大的顺序依次为CK 表5 不同处理土壤氮素矿化的一级动力学方程参数 氮素矿化速率常数的大小反映了土壤供氮的强度.从表 5看出，CK处理土壤氮素矿化速率常数最大，A(N200)、A(N160)、A(N140)相差不大;与对照ReCK相比，A(N100)、A(N0)、E处理提高了土壤供氮强度.微生物活动和酶动力学性质决定着土壤中氮的矿化过程，因此，采用一级动力学方程描述氮矿化过程是合理的. 3.3.3 A(N160)处理下土壤矿化潜势与释氮节律耦合模型的构建 为了模拟A(N160)处理下土壤矿化潜势与释放节律，通过不同培养时间与土壤氮素累积矿化量的回归分析，利用最小二乘法建立土壤氮素累积矿化量Nt与培养时间t的耦合模型为Nt=117.5072t-0.1062，考虑不同土壤本底B0差异，修正后的A(N160)处理下的培养时间、土壤本底与土壤氮素累积矿化量模型为N0=B0+117.5072t-0.1062，R2=0.922.该模型较好地描述了土壤本底、氮肥输入对土壤氮素矿化潜势的影响，反映了土壤氮素的释放节律. 4 讨论 土壤氮的矿化是在微生物参与下的生物化学过程，是有机氮转化为矿质氮，为植物提供可吸收利用氮素的关键过程.土壤氮素的矿化与氮素的供应密切相关(王艳杰等，2005)，并对生态系统中氮肥有效性起着非常重要的作用.本研究表明，土壤氮素矿化量受外源氮肥输入影响较大，通过对不同培养时间土壤氮素矿化累积量的分析，探明了不同施氮处理土壤氮素矿化过程，即外源氮肥输入后，前期土壤氮素矿化较快，土壤氮素累积矿化量迅速增加，土壤供氮能力显著提高，中后期受本底土壤氮素及外源氮肥输入影响，土壤氮素矿化减弱，土壤氮素累积矿化量增加并不明显.A(N160)处理与其它处理相比显著提高了土壤氮素矿化累积量，达到峰值时的累积矿化氮量为104.29 mg · kg-1，是全氮量的7.95%，表明长期再生水灌溉辅以适宜施氮水平下，外源氮肥输入显著刺激了土壤氮素正向矿化过程，显著提高了土壤肥力和土壤供氮能力(Truu et al., 2009;高兵等，2008).同时，在培养前期，再生水灌溉4年及不施氮处理(ReCK)的土壤氮素矿化累积量显著高于清水灌溉4年及不施氮处理(CK). 生态系统中氮素的有效性和损失量可采用氮素矿化速率作为评价指标.土壤氮素矿化速率在一定程度上反映了土壤在某段时间内氮矿化量的大小及矿化的难易程度(欧阳媛等，2009).在本试验中，不同培养时间土壤氮素矿化速率的分析表明，随着培养时间的增加，土壤氮素矿化速率逐渐降低，但降幅依次减小并趋于平稳状态.赵长盛等(2013)在华中地区两种典型菜地土壤中氮素矿化特征研究中发现，两种土壤的矿化速率随培养时间的增加而降低，潮土在培养91 d以后的矿化速率为0.32 mg · kg-1 · d-1，黄棕壤为0.13 mg · kg-1 · d-1;也有研究表明(马兴华等，2011)，典型植烟土壤氮素矿化速率在培养前期为正值;各阶段土壤氮素矿化速率在培养4周以后为负值.本研究A(N160)处理的平均矿化速率最大，为5.31 mg · kg-1 · d-1.矿化速率划分的3个阶段说明在培养前期表现为土壤氮的矿化，在培养的中后期，各阶段表现为土壤氮的固定.不同施氮处理，再生水灌溉土壤氮素矿化速率均显著高于清水灌溉处理，这主要是因为再生水中含有丰富的有机物，有机物的输入为微生物生长提供了良好环境，促进了土壤氮素的矿化过程(Chen et al., 2015). 从不同处理土壤NH+4吸附试验的拟合结果来看，R2值为0.938，吸附参数Kd为0.0022 L · kg-1，说明线性拟合并不十分理想，Kd值偏小，则保持在土壤溶液中的溶质量较多.一定条件下土壤有机氮经矿化可释放的最大氮量被称为氮素矿化势(Stanford et al., 1972).余晓鹤等(1991)的研究表明，氮素矿化势N0不但反映了土壤供氮的容量，同时也反映了土壤的供氮强度，N0决定了土壤供氮的能力.本文以培养实验得到的数据为基础，依据一级动力学方程估算了土壤氮素矿化势N0和矿化速率常数k，并且建立了不同土壤本底(B0)条件下A(N160)处理土壤矿化潜势的耦合模型，该模型较好地描述了土壤本底、外源氮肥对土壤氮素矿化潜势的关系，反映了外源氮肥输入下再生水灌溉土壤氮素的释放节律.本实验中A(N160)处理下土壤矿化势N0更高，为92.88 mg · kg-1，表明再生水灌溉辅以适宜的施氮量可促进土壤氮素矿化、提高土壤肥力(Lee，2010).具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。 5 结论 1)培养前期土壤氮素矿化较快，中后期变化较慢，土壤供氮平稳，同一时段不同处理间土壤累积矿化氮量存在显著差异(p<0.05)，表明不同外源氮肥输入对土壤氮素的矿化能力影响显著，A(N160)处理的供氮能力最强. 2)在培养前期ReCK处理的土壤氮素矿化累积量显著高于CK处理，表明再生水灌溉较清水灌溉促进了土壤氮素的矿化，显著提高了土壤氮素活性;土壤氮素的矿化速率随着培养时间的增加而逐渐降低，但降幅依次减小并趋于平稳，且不同施氮处理再生水灌溉土壤氮素矿化速率显著高于清水灌溉处理. 3)不同土壤肥力水平(B0)、外源施氮A(N160)调控，土壤氮素矿化潜势可表达为N0=B0+117.5072t-0.1062.
