劉 琨，朱 焱，王麗影，程先軍，楊金忠，史良勝

(1.武漢大學(xué) 水資源與水電工程科學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430072；2.中水珠江規(guī)劃勘測(cè)設(shè)計(jì)有限公司，廣州 510610；3.中國(guó)水利水電科學(xué)研究院水利研究所，北京 100048)

1 研究背景

灌溉污水具有供給穩(wěn)定，氮/磷營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)豐富等諸多優(yōu)點(diǎn)，在世界上很多國(guó)家得到了廣泛應(yīng)用[1,2]，對(duì)緩解農(nóng)業(yè)水資源緊缺發(fā)揮了重要作用。但長(zhǎng)期不合理的污水灌溉也會(huì)造成污水中富集的氮素經(jīng)運(yùn)移進(jìn)入地下水和地表水，增加地下水和地表水污染風(fēng)險(xiǎn)。土壤水分運(yùn)動(dòng)受降雨/灌溉入滲、土壤蒸發(fā)、作物蒸騰等多因素影響，為復(fù)雜的非線性問(wèn)題[3]。而氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程則更為復(fù)雜，一方面受到土壤水分運(yùn)動(dòng)的影響，另一方面，又涉及不同氮素形態(tài)之間的物理化學(xué)反應(yīng)過(guò)程，影響因素眾多。因此精確衡量氮素各遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程十分困難，而數(shù)值模擬則是一種十分有效的研究工具[4-8]。

經(jīng)過(guò)幾十年的發(fā)展，國(guó)內(nèi)外關(guān)于土壤氮素轉(zhuǎn)化和運(yùn)移的數(shù)值模型已有數(shù)十種，如SoilN、ArcNLET、DRAINMOD-N、LEACHMN、DAISY、NITROGEN-2D、SPWS、ANIMO、RZWQM等[9-11]。土壤氮素模型主要考慮點(diǎn)尺度或田間尺度水氮?jiǎng)討B(tài)過(guò)程，一般包含土壤水分模塊和氮素遷移轉(zhuǎn)化部分，并考慮土壤水分、溫度、pH等因素對(duì)氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程的影響。但對(duì)有機(jī)碳含量的影響關(guān)注則較少。研究表明，有機(jī)碳含量對(duì)土壤中有機(jī)氮與無(wú)機(jī)氮之間的礦化/固持、無(wú)機(jī)氮的硝化、反硝化等反應(yīng)速率影響十分明顯[12-14]。因此，在污水灌溉等含有外源性有機(jī)碳輸入情況下，土壤本底有機(jī)碳分布將發(fā)生改變，需要明確不同有機(jī)碳分布對(duì)氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程的影響,有必要對(duì)有機(jī)碳影響下的氮素遷移轉(zhuǎn)化數(shù)值模型進(jìn)行改進(jìn)。本文基于田間尺度土壤水分運(yùn)動(dòng)和氮素遷移轉(zhuǎn)化數(shù)值模型NPTTM，考慮外源輸入性有機(jī)碳在土壤剖面的分布，增加有機(jī)碳對(duì)氮素反應(yīng)過(guò)程的影響函數(shù)，對(duì)模型氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程影響因素進(jìn)行改進(jìn)，并將該改進(jìn)的模型應(yīng)用于含有機(jī)碳的再生水灌溉實(shí)驗(yàn)土壤水氮?jiǎng)討B(tài)模擬。本文進(jìn)一步采用該驗(yàn)證算例進(jìn)行數(shù)值實(shí)驗(yàn)，分析了四種有機(jī)碳分布對(duì)土壤氮素動(dòng)態(tài)變化過(guò)程的影響。

2 模型原理

2.1 水流運(yùn)動(dòng)模型

本文模型的水流運(yùn)動(dòng)過(guò)程采用Richards方程進(jìn)行描述。

(1)

式中：θ為土壤體積含水率，[L3L-3]；h為土壤水分負(fù)壓，[L]；S為根系吸水項(xiàng)或其他源匯項(xiàng)，[T-1]；xi為空間坐標(biāo)；t是時(shí)間,[T]；KAij為各向異性無(wú)量綱張量的分量；K是非飽和水力傳導(dǎo)度，可由下式表示：

K(h,x,z)=Ks(x,z)Kr(h,x,z)

(2)

式中：Ks為土壤飽和滲透系數(shù),[L T-1]；Kr為相對(duì)非飽和水力傳導(dǎo)度。

本文采用van Genuchten方程的改進(jìn)模型來(lái)表示土壤體積含水率θ與土壤負(fù)壓h的關(guān)系[15]：

(3)

式中：θr為殘余體積含水率(即最大分子持水率)；θs為飽和體積含水率；θa和θm是土壤含水率和土壤負(fù)壓關(guān)系曲線上兩個(gè)假定值，且置θa=θr，而α和n都是經(jīng)驗(yàn)常數(shù)。

2.2 氮素轉(zhuǎn)化模型

模型中的氮素主要分為有機(jī)氮和無(wú)機(jī)氮。其中，有機(jī)氮根據(jù)有機(jī)物分解速率的不同，又分為快速反應(yīng)有機(jī)氮(有機(jī)物、新鮮綠肥或者作物殘枝落葉中的氮素)和慢速反應(yīng)有機(jī)氮(腐殖質(zhì)中的氮素)；無(wú)機(jī)形態(tài)的氮素主要為硝態(tài)氮和銨態(tài)氮，一般將土壤中的亞硝態(tài)氮作為反應(yīng)中間的過(guò)渡態(tài)，模型中不單獨(dú)考慮。本文模型考慮的土壤氮素形態(tài)及其主要轉(zhuǎn)化過(guò)程如圖1所示，主要氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程包括有機(jī)氮向無(wú)機(jī)氮(銨態(tài)氮)的轉(zhuǎn)化，無(wú)機(jī)氮向有機(jī)氮的固持，銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的硝化，銨態(tài)氮的揮發(fā)，硝態(tài)氮的反硝化、根系吸收及深層滲漏等。

圖1 本文模型考慮的土壤氮素遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程

(1)有機(jī)氮的礦化/固持過(guò)程。關(guān)于有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化，模型有兩個(gè)假設(shè)：快速反應(yīng)有機(jī)物中氮素的流動(dòng)方向和轉(zhuǎn)化速率由該有機(jī)物中碳素的流動(dòng)方向和轉(zhuǎn)化速率以及土壤中有機(jī)物部分的碳氮比決定，慢速反應(yīng)有機(jī)物的分解產(chǎn)物只有銨態(tài)氮和二氧化碳，不再轉(zhuǎn)化為其他形式有機(jī)物；假設(shè)微生物中的碳氮比與土壤慢速反應(yīng)有機(jī)物的碳氮比相同。

有機(jī)氮轉(zhuǎn)化的動(dòng)力學(xué)表達(dá)式如下：

(5)

(6)

式中：CC,l為快速反應(yīng)有機(jī)物中碳的含量,[ML-3]；Kl為速率常數(shù),[T-1]；fT、fθ為土壤溫度和土壤含水量對(duì)分解速率的影響函數(shù)；CN,l為土壤快速反應(yīng)有機(jī)物中氮素的含量,[ML-3]；rl是土壤中快速反應(yīng)有機(jī)物中的碳氮比；CN為土壤中無(wú)機(jī)氮的含量,[ML-3]；fe為綜合效率因子(快速反應(yīng)有機(jī)物的分解過(guò)程中轉(zhuǎn)化成微生物和腐殖質(zhì)中的碳素的比例)；r0為微生物作用的合成物質(zhì)與慢速反應(yīng)有機(jī)物中的碳氮比。

模擬中銨態(tài)氮的硝化、揮發(fā)等過(guò)程采用的是一階動(dòng)力反應(yīng)方程，影響函數(shù)和有機(jī)氮轉(zhuǎn)化過(guò)程相同，考慮了土壤溫度和土壤含水量的影響[16]。

(2)改進(jìn)的反硝化反應(yīng)速率。反硝化過(guò)程是指土壤中的硝態(tài)氮因?yàn)榉聪趸磻?yīng)而變成氣體進(jìn)入大氣的過(guò)程，主要受氧氣、水分、有機(jī)碳含量等因素的影響。本文模擬采用一階動(dòng)力反應(yīng)方程，同時(shí)加入了有機(jī)碳的影響函數(shù)，改進(jìn)后的反硝化反應(yīng)方程如下：

(7)

式中：CN,3是土壤溶液中硝態(tài)氮的濃度,[ML-3]；Kdn是一階反硝化系數(shù),[T-1]；ρ為土壤干容重,[ML-3]；Kd是土壤對(duì)溶質(zhì)的吸附系數(shù),[M-1L3]；fC,l為有機(jī)碳影響函數(shù)；fθ、fT分別為含水量和溫度對(duì)反硝化速率的影響函數(shù)[8]。

本文模型考慮有機(jī)碳對(duì)反硝化的直接影響，采用如下公式計(jì)算有機(jī)碳的影響函數(shù)：

fC,l=kC,lCC,l

(8)

式中：KC,l為有機(jī)碳影響函數(shù)系數(shù),[M-1L3]。

2.3 氮素運(yùn)移模型

因土壤對(duì)銨態(tài)氮的吸附作用較強(qiáng)，銨態(tài)氮的運(yùn)移方程可用如下方程表示：

(9)

式中：CN,4為土壤溶液中銨態(tài)氮濃度[ML-3]；θDij為飽和/非飽和水動(dòng)力彌散系數(shù)，[L2T-1]；s為吸附在土壤顆粒上的銨態(tài)氮濃度，[MM-1]，采用等溫吸附模型的形式，即s=KdCN,4；R4為銨態(tài)氮各種源匯項(xiàng)之和，[ML-3]，具體包括銨態(tài)氮的礦化/固持量、銨態(tài)氮的硝化量、根系吸收量和揮發(fā)量。

硝態(tài)氮一般不易被土壤吸附，因此在硝態(tài)氮的運(yùn)移方程中不考慮土壤的吸附作用，采用如下方程表示：

(10)

式中：CN,3為土壤溶液中銨態(tài)氮濃度,[ML-3]；R3為硝態(tài)氮各種源匯項(xiàng)之和,[ML-3]；具體包括硝態(tài)氮的固持量、銨態(tài)氮的硝化量、硝態(tài)氮的反硝化量和根系吸收量。

2.4 溫度模型

模型中采用如下經(jīng)驗(yàn)公式計(jì)算土壤剖面各深度的溫度隨時(shí)間的變化：

T(z,t)=Ta+A0exp(-z/Dn) cos(ωt+φ-z/Dm) (11)

式中：T為土壤溫度，℃；Ta為年平均溫度,℃；A0為溫度的年變幅，℃；z為計(jì)算點(diǎn)埋深,[L]；Dm為衰減深度,[L]；ω為溫度波的頻率,[T-1]；t為計(jì)算時(shí)間,[T]；φ為相位移。

3 含有機(jī)碳污水灌溉土壤水氮?jiǎng)討B(tài)過(guò)程數(shù)值模擬

本次試驗(yàn)為土柱模擬再生水灌溉過(guò)程，試驗(yàn)所用再生水取自北京市黃村污水處理廠。試驗(yàn)共設(shè)置3個(gè)平行試驗(yàn)，在整個(gè)試驗(yàn)期間，3個(gè)土柱獨(dú)立運(yùn)行，互不干擾[17]。圖2為試驗(yàn)裝置示意圖，試驗(yàn)所用有機(jī)玻璃柱高120 cm，直徑為30 cm，距玻璃柱底部3 cm處開(kāi)有直徑為2 cm的排水孔，并且在排水孔中安裝有可控制排水的球閥。試驗(yàn)土壤取自田間，混合均勻，取土?xí)r沿垂直方向每10 cm測(cè)量一次田間土壤容重并記錄。試驗(yàn)期間，土柱放置在可移動(dòng)的塑料大棚內(nèi)，在有降雨時(shí)用塑料大棚進(jìn)行擋雨，以免破壞試驗(yàn)條件；在氣溫較低時(shí)，用大棚進(jìn)行保溫，其余時(shí)間撤去大棚。灌水周期為7～10 d，實(shí)際灌水量和灌水時(shí)間根據(jù)當(dāng)時(shí)耗水情況確定。每個(gè)灌水周期中，在灌水24 h后提取10、40和70 cm三個(gè)深度處的土壤溶液作為觀測(cè)；在灌水72 h后打開(kāi)排水閥門(mén)開(kāi)始排水。灌水次數(shù)及每次灌水量、灌水中硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、有機(jī)碳濃度及蒸發(fā)量見(jiàn)圖3。

圖2 試驗(yàn)裝置示意圖

圖3 每日灌溉量、蒸發(fā)量及灌溉水中有機(jī)碳、硝態(tài)氮和銨態(tài)氮濃度

圖4 溫度擬合結(jié)果

通過(guò)對(duì)比累計(jì)排水量得到土壤水分運(yùn)動(dòng)參數(shù)，通過(guò)土壤剖面硝態(tài)氮和銨態(tài)氮濃度對(duì)比得到氮素遷移轉(zhuǎn)化參數(shù)。

(1)累計(jì)排水量擬合。圖5為模擬時(shí)段累計(jì)排水量模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比，由圖5中可知，土柱底部排水累計(jì)量實(shí)測(cè)值和模型模擬值吻合程度較高，可認(rèn)為模擬的水流過(guò)程與實(shí)際相符。此時(shí)采用的土壤水分運(yùn)動(dòng)參數(shù)為：θs=0.42，α=4.4 m-1，n=1.23，Ks= 1.3 m/d，θr=0.02。

圖5 計(jì)算過(guò)程中累計(jì)排水量模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比

(2)銨態(tài)氮、硝態(tài)氮各觀測(cè)時(shí)間剖面上的濃度分布。圖6和圖7分別表示不同觀測(cè)時(shí)刻，土壤剖面銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比結(jié)果。從圖中可以看出，各觀測(cè)時(shí)間銨態(tài)氮模擬值與實(shí)測(cè)值吻合較好；硝態(tài)氮模擬值在表層10 cm位置與實(shí)測(cè)值偏離較大，源于表層的硝化作用較為強(qiáng)烈，導(dǎo)致模型模擬值偏大，硝態(tài)氮模擬值在40cm以下位置與觀測(cè)值一致性較強(qiáng)。此時(shí)采用的土壤氮素運(yùn)移參數(shù)為：土壤容重ρ=1.57×103kg/m3，縱向彌散度αL=0.07 m，橫向彌散度αT=0.01 m。土壤對(duì)溶質(zhì)的吸附系數(shù)(銨態(tài)氮吸附系數(shù))Kd=4.0 m3/kg，一階快速反應(yīng)有機(jī)物集合體速率常數(shù)Kl=0.004 5 d-1，一階慢速反應(yīng)有機(jī)物集合體速率常數(shù)Kh=0.000 06 d-1，慢速反應(yīng)有機(jī)物的碳氮比r0=10，一階反硝化速率常數(shù)Kdn=0.004 d-1，一階硝化速率常數(shù)Kn=0.06 d-1。

圖6 各觀測(cè)時(shí)間土壤剖面銨態(tài)氮濃度分布模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比

圖7 各觀測(cè)時(shí)間土壤剖面硝態(tài)氮濃度分布模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比

(3)不同深度處銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度與實(shí)測(cè)值隨時(shí)間變化對(duì)比結(jié)果。圖8為10、40和70 cm深處銨態(tài)氮濃度模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比。從圖8中可以看出，不同深度銨態(tài)氮濃度隨時(shí)間變化趨勢(shì)與試驗(yàn)值基本一致。埋深10 cm的銨態(tài)氮模擬值在26～42 d內(nèi)出現(xiàn)了明顯的峰值，這主要是因?yàn)檫@三次的灌水量較大，且第26、第32、第42 d灌水中銨態(tài)氮濃度很高，且其中所含的銨態(tài)氮濃度明顯高于試驗(yàn)期間灌水中銨態(tài)氮濃度的平均值。灌水中的銨態(tài)氮含量對(duì)土壤表層的銨態(tài)氮濃度影響明顯，但由于銨態(tài)氮吸附作用較強(qiáng)，對(duì)土壤20 cm深度以下銨態(tài)氮濃度影響較小。由于受到灌水中外源性銨態(tài)氮的影響，表層10 cm處模擬值出現(xiàn)明顯波動(dòng)，與灌溉過(guò)程一致。而在40 cm及以下各層中，模擬值變化幅度較小，這與模擬中設(shè)置的銨態(tài)氮吸附系數(shù)較大不易移動(dòng)有關(guān)，而銨態(tài)氮試驗(yàn)值波動(dòng)較大，這可能是由于銨態(tài)氮本身較易被氧化，而反應(yīng)過(guò)程同時(shí)受到多種因素的影響。

圖9為模擬時(shí)段10、40和70 cm深處硝態(tài)氮濃度模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比。由圖9可以看出，表層10 cm處硝態(tài)氮濃度仍呈現(xiàn)明顯的峰值，且與灌水過(guò)程一致，導(dǎo)致此現(xiàn)象的原因是外源性硝態(tài)氮的輸入，同時(shí)銨態(tài)氮的硝化作用較強(qiáng)。40 cm埋深以下硝態(tài)氮模擬值與實(shí)測(cè)值吻合較好。土壤10 cm深與40 cm深處，在第26～50 d，模擬值明顯比其他時(shí)刻值大，導(dǎo)致此現(xiàn)象的原因是：由于本文模型考慮了有機(jī)碳對(duì)反硝化過(guò)程的影響，因此，土壤剖面不同深度處硝態(tài)氮濃度變化受土壤中有機(jī)碳濃度影響較大，而由于灌溉污水中有機(jī)碳的輸入，土壤中的有機(jī)碳濃度總體表現(xiàn)為先增加后趨于穩(wěn)定，反硝化速率變化基本與有機(jī)碳含量變化一致，所以模擬的淺層硝態(tài)氮濃度先增加后減小并趨于穩(wěn)定。由于吸附作用，有機(jī)碳一般分布在淺層土壤中，深層土壤有機(jī)碳分布較少，因此僅在10和40 cm深度處出現(xiàn)了這種趨勢(shì)，而在70 cm深度處，沒(méi)有此變化趨勢(shì)。

圖8 埋深為10、40和70 cm處銨態(tài)氮濃度模擬值與實(shí)測(cè)值隨時(shí)間變化對(duì)比

圖9 埋深為10、40和70 cm處硝態(tài)氮濃度模擬值與實(shí)測(cè)值隨時(shí)間變化對(duì)比

總體來(lái)說(shuō)，本文模型模擬的硝態(tài)氮和銨態(tài)氮濃度與實(shí)測(cè)值吻合程度較高，能反應(yīng)土壤氮素的動(dòng)態(tài)變化過(guò)程。

(4)平衡分析。圖10(a)為模擬過(guò)程中硝態(tài)氮質(zhì)量平衡柱狀圖，由圖中可以看出，硝化與反硝化作用對(duì)硝態(tài)氮含量影響最大。模擬結(jié)束時(shí)，土柱中硝態(tài)氮含量比初始時(shí)有所增加，整個(gè)模擬過(guò)程中，硝態(tài)氮的絕對(duì)誤差為292.74 mg，相對(duì)誤差為4.58%。圖10(b)為銨態(tài)氮模擬平衡柱狀圖，由圖中可以看出灌水與有機(jī)氮的礦化是銨態(tài)氮的主要來(lái)源，硝化作用是銨態(tài)氮的主要減少途徑，排水中幾乎不含銨態(tài)氮。模擬結(jié)束時(shí)，銨態(tài)氮比初始時(shí)含量略有增加，整個(gè)模擬過(guò)程中，銨態(tài)氮的絕對(duì)誤差為7.27 mg，相對(duì)誤差為0.14%。

(圖中硝態(tài)氮(銨態(tài)氮)質(zhì)量增加為+，含量減少為-)圖10 氮素平衡分析

4 不同外源性有機(jī)碳分布對(duì)氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程的影響數(shù)值實(shí)驗(yàn)

本文采用改進(jìn)后的NPTTM模型對(duì)再生水灌溉土柱試驗(yàn)中的氮素遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程進(jìn)行了模擬，驗(yàn)證了模型的適用性。為了進(jìn)一步探究有機(jī)碳分布對(duì)氮素過(guò)程的具體影響，本文在保證所有土壤參數(shù)、溶質(zhì)運(yùn)移參數(shù)與各氮素轉(zhuǎn)化參數(shù)不變的前提下，計(jì)算有機(jī)碳在土壤深度上不同分配情況下土壤中硝態(tài)氮與銨態(tài)氮的變化情況。

由于輸入的有機(jī)碳是按照一定的分配方式加入土壤剖面，因此，不同的分配方式會(huì)對(duì)計(jì)算結(jié)果產(chǎn)生影響。本文設(shè)置了4組有機(jī)物沿土壤深度分配形式，類(lèi)型A為模擬采用的有機(jī)碳分配，主要是考慮一般情況下，灌水中有機(jī)物集中在土壤表層，所以人為加大表層有機(jī)碳的權(quán)重；類(lèi)型B為按深度均勻分配；類(lèi)型C為按深度指數(shù)衰減分配；類(lèi)型D在表層50 cm以?xún)?nèi)有機(jī)碳分配量按深度線性減小，50 cm以下沒(méi)有機(jī)碳的補(bǔ)充。具體分配方式見(jiàn)圖11。

圖11 4種有機(jī)碳沿深度分配圖

圖12 采用不同輸入有機(jī)碳分配方式時(shí)在10、40和70 cm深處銨態(tài)氮濃度隨時(shí)間變化圖

圖13 采用不同輸入有機(jī)碳分配方式時(shí)在10、40和70 cm深處硝態(tài)氮濃度隨時(shí)間變化圖

圖12和圖13列出了不同有機(jī)碳分布影響下不同深度處銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度模擬值與實(shí)測(cè)值對(duì)比。類(lèi)型A、類(lèi)型B、類(lèi)型C、類(lèi)型D表層40 cm內(nèi)有機(jī)碳含量占整個(gè)剖面有機(jī)碳含量的百分比分別為85.95%、36.36%、72.66%、96%。4種不同有機(jī)碳分布所對(duì)應(yīng)的土壤10、40、70 cm深度最后一次灌水前(145 d)銨態(tài)氮濃度絕對(duì)最大變幅分別為0.131、0.01、0.048 mg/L，硝態(tài)氮濃度絕對(duì)最大變幅分別為20.6、6.4、2.13 mg/L。結(jié)果表明：不同的有機(jī)碳分布對(duì)土壤銨態(tài)氮的影響較小，但對(duì)硝態(tài)氮的影響較大。除類(lèi)型B外，其余不同類(lèi)型有機(jī)碳分布中，有機(jī)碳含量均隨深度衰減，且土壤中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮多集中在地表，所以表層銨態(tài)氮濃度、硝態(tài)氮濃度變化受有機(jī)碳分布影響都較下層更為顯著。表層40 cm內(nèi)有機(jī)碳含量占整個(gè)剖面有機(jī)碳含量的百分比從36.36%(類(lèi)型B)變化到96%(類(lèi)型D)時(shí)，土壤10 cm深度最后一次灌水前銨態(tài)氮濃度從0.437 mg/L變?yōu)?.568 mg/L，硝態(tài)氮濃度從49.1 mg/L變?yōu)?8.5 mg/L，土壤70 cm深度最后一次灌水前銨態(tài)氮濃度從0.192 mg/L變?yōu)?.144 mg/L，硝態(tài)氮濃度7.01 mg/L變?yōu)?.14 mg/L。從趨勢(shì)上來(lái)說(shuō)，土壤中較高的有機(jī)碳集中會(huì)增加相應(yīng)位置有機(jī)氮的礦化量從而造成銨態(tài)氮濃度的增加。對(duì)于硝態(tài)氮而言，有機(jī)碳隨深度平均分配還是衰減型分配對(duì)結(jié)果影響很大。類(lèi)型B為隨深度平均分配，表層有機(jī)碳濃度較小，反硝化作用較弱，因而導(dǎo)致硝態(tài)氮濃度偏高，而在深層則由于有機(jī)碳濃度偏高，導(dǎo)致反硝化作用較強(qiáng)，硝態(tài)氮濃度偏低。有類(lèi)似的研究也發(fā)現(xiàn)在人工濕地中添加簡(jiǎn)單的有機(jī)物(如葡萄糖)或者以軋棉工業(yè)的廢棄棉花作為有機(jī)碳源直接覆蓋在濕地表層能夠大大提高反硝化速率[18,19]。

從以上分析可以看出，有機(jī)碳的分布對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程影響較大，因而得到合理的有機(jī)碳輸入模式，對(duì)污水灌溉條件下土壤氮素動(dòng)態(tài)變化過(guò)程的分析十分重要。

5 結(jié) 語(yǔ)

本文在土壤水分和氮素運(yùn)移轉(zhuǎn)化模型NPTTM基礎(chǔ)上，考慮不同外源性有機(jī)碳分配方式，并耦合加入有機(jī)碳對(duì)反硝化的影響函數(shù)，對(duì)模型進(jìn)行改進(jìn)。該改進(jìn)模型能很好地對(duì)含外源性有機(jī)碳的再生水灌溉條件下土壤水氮?jiǎng)討B(tài)過(guò)程進(jìn)行模擬，反應(yīng)土壤氮素的運(yùn)移規(guī)律。用驗(yàn)證后的模型計(jì)算4種不同有機(jī)碳隨深度分配情況，結(jié)果表明：不同的有機(jī)碳分布對(duì)土壤銨態(tài)氮的影響較小，但對(duì)硝態(tài)氮的影響較大。表層40 cm內(nèi)有機(jī)碳含量占整個(gè)剖面有機(jī)碳含量的百分比從36.36%(類(lèi)型B)變化到96%(類(lèi)型D)時(shí)，土壤10 cm深度最后一次灌水前銨態(tài)氮濃度從0.437mg/L變?yōu)?.568mg/L，硝態(tài)氮濃度從49.1 mg/L變?yōu)?8.5 mg/L，土壤70 cm深度最后一次灌水前銨態(tài)氮濃度從0.192 mg/L變?yōu)?.144 mg/L，硝態(tài)氮濃度7.01 mg/L變?yōu)?.14 mg/L，相互之間差異很大。因此，采用合理有機(jī)碳輸入模式，對(duì)污水灌溉條件下土壤氮素動(dòng)態(tài)變化過(guò)程的模擬分析十分重要。

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[1] Bixio D, Thoeye C, De Koning J, et al. Wastewater reuse in europe[J]. Desalination, 2006,187(1-3):89-101.

[2] Mackie A, Woszczynski M, Farmer H, et al. Water reclamation and reuse[J]. Water Environment Research, 2009,81(10):1 406-1 418.

[3] Zhu Yan, Shi Liangsheng, Lin Lin, et al. A fully coupled numerical modeling for regional unsaturated-saturated water flow [J]. Journal of Hydrology, 2012,475:188-203.

[4] Nielsen S N, Anastácio P M, Frias A F, et al. CRISP-crayfish rice integrated system of production. 5. Simulation of nitrogen dynamics [J]. Ecological Modelling, 1999,123(1):41-52.

[5] Arheimer B, Wittgren H B. Modelling nitrogen removal in potential wetlands at the catchment scale [J]. Ecological Engineering, 2002,19(1):63-80.

[6] Jamieson P D, Semenov M A. Modelling nitrogen uptake and redistribution in wheat [J]. Field Crops Research, 2000,68(1):21-29.

[7] Bouraoui F, Grizzetti B. Modelling mitigation options to reduce diffuse nitrogen water pollution from agriculture [J]. Science of The Total Environment, 2014,468-469:1 267-1 277.

[8] Franko U, Oelschl?gel B, Schenk S. Simulation of temperature, water-and nitrogen dynamics using the model CANDY [J]. Ecological Modelling, 1995,81(1-3):213-222.

[9] 陸垂裕, 楊金忠, Jayawardane N, 等. 污水灌溉系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化運(yùn)移的數(shù)值模擬分析 [J].水利學(xué)報(bào), 2004,(5):83-88,93.

[10] 陳 研, 胡克林, 馮 凌,等. 基于土壤-作物系統(tǒng)模擬模型的冬小麥田間水氮優(yōu)化管理 [J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2007,(6):55-60.

[11] Zhu Yan, Ye Ming, Roeder Eberhard, et al. Estimating ammonium and nitrate load from septic systems to surface water bodies within ArcGIS environments [J]. Journal of Hydrology, 2016,532:177-192,

[12] 崔 敏, 冉 煒, 沈其榮. 水溶性有機(jī)質(zhì)對(duì)土壤硝化作用過(guò)程的影響 [J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2006,(3):45-50.

[13] Ge Shijian, Peng Yongzhen, Wang Shuying, et al. Nitrite accumulation under constant temperature in anoxic denitrification process: The effects of carbon sources and COD/NO3-N [J]. Bioresource Technology, 2012,114:137-143.

[14] 張 樂(lè), 何紅波, 章建新,等. 不同用量葡萄糖對(duì)土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響 [J]. 土壤通報(bào), 2008, 39(4): 775-778.

[15] van Genuchten Th M. A closed-form equation for predicting the hydraulic conductivity of unsaturated soils [J]. Soil Science Society of America Journal, 1980,44:892-898.

[16] 王麗影, 楊金忠, 伍靖?jìng)? 等. 再生水灌溉條件下氮磷運(yùn)移轉(zhuǎn)化實(shí)驗(yàn)與數(shù)值模擬 [J]. 地球科學(xué)(中國(guó)地質(zhì)大學(xué)學(xué)報(bào)), 2008,(2):266-272.

[17] 程先軍, 許 迪. 碳含量對(duì)再生水灌溉土壤氮素遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2012,28(14):85-90.

[18] Garcia-Montiel D C, Melillo J M, Steudler P A, et al. Carbon limitations to nitrous oxide emissions in a humid tropical forest of the Brazilian Amazon [J]. Biology and Fertility of Soils, 2003,38(5):267-272.

[19] Ullah S, Faulkner S P. Use of cotton gin trash to enhance denitrification in restored forested wetlands [J]. Forest Ecology and Management, 2006,237(1-3):557-563.