2021, Vol. 29
氮素对促进作物生长, 保证作物高产、稳产具有重要作用[1]。中国是世界上最大的化肥生产和消费国, 每年氮肥施用量为3360万t, 占全球的33%, 导致农田氮盈余量达175 kg·hm-2[2]。旱地土壤中强烈的硝化作用使氮素主要以NO3--N形式存在[3], NO3--N带负电荷, 不易被土壤吸附, 可以通过质流方式随土壤水分迁移进入地下水, 对人类健康产生危害[4-5]。NO3--N在农田土壤中的迁移及对地下水污染问题一直是研究热点。许多文献已表明土壤含水量、pH、温度、土壤质地以及施肥、气候、地理条件、耕作方式、作物管理等因素影响NO3--N在农田土壤剖面的迁移、再分布过程[6-7], 水分是NO3--N移动的载体、淋洗的驱动因素[8]。然而, 在地下水埋深较浅的潮土地区或背河洼地, 大气降水与农田灌溉用水的垂向补给或河流的侧向补给会造成地下水水位上升或下降。地下水的波动导致溶解氧、含水量等土-水环境指标改变[9-10], 这将对土壤及地下水中NO3--N的迁移转化产生影响。因此, 为防控该区域农田面源污染, 亟需认识地下水位波动下农田土壤NO3--N的迁移转化规律。
近几年, 水位波动对土壤环境或地下水中NO3--N的影响已有少许报道[11-13]。李翔等[12]利用填装中砂的柱子研究得知水位波动有利于氮素垂向迁移, NO3--N浓度随着水位上升或下降过程发生降低或升高。颜晓元等[13]研究发现长三角地区农田不存在明显的NO3--N累积, 主要原因是1~4 m地下水中发生的反硝化作用有效去除了NO3--N。华北地区夏季降雨量占全年的60%~80%, 是该地区露地农田土壤氮淋溶的防控关键期[14]。夏季集中降雨导致该地区近岸农田或地下水位埋深较浅农田出现地下水波动现象, 目前对该区域农田由于地下水位波动导致NO3--N在土壤和地下水运移及淋失风险的研究尚少见报道。此外, 以往的研究大多采用填装沙子的土柱或者野外采集原状土, 不能反映不同施氮量农田种植状况, 亟待对现有试验装置进行改进。为此, 本研究为同时开展种植农作物、调节地下水位、获取剖面土壤淋溶液及地下水样品等提供试验装置, 对不同施氮量和水位波动下农田土壤体积含水率、土壤溶液NO3--N浓度及地下水NO3--N浓度变化和作物产量进行研究, 以便明确水位波动和不同施氮量下农田土壤NO3--N运移规律及淋失风险, 对控制土壤残留氮素淋失, 降低地下水污染风险、制定农业面源污染防控措施具有实际意义, 也为该地区农田高效优质和可持续发展提供理论基础。
1 材料与方法 1.1 试验装置为研究地下水位波动对土壤氮素运移的影响, 开发研制了一套模拟水位波动的土柱装置(图 1)。装置由外筒、内筒、底盘、进水阀、排水阀等组成; 外筒和内筒之间为可控升降水槽, 根据“U”型管原理, 通过进水阀和排水阀控制水位的上升和下降, 模拟地下水消长。内筒直径50 cm, 高120 cm, 填装农田土壤, 填充容量0.2 m3。土柱由下至上依次填充10 cm粗陶粒、5 cm细陶粒、100 cm农田土壤。在土柱0~20 cm、20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm均匀布设土壤溶液提取器和水分传感器(型号MCS203, 数据采集器型号MC502L)。利用土壤溶液提取器采集土壤淋溶水, 土柱出水阀开启流出水作为地下水样。
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图 1 水位波动模拟试验土柱装置图 Fig. 1 Schematic diagram of soil column device for simulation test of groundwater level fluctuation |
2020年4—6月于北京市农林科学院温室开展试验, 试验期间温度为20~35 ℃。供试作物为甘蓝(Brassica pekinensis), 品种为‘日本铁头甘蓝’, 种植密度为35 000棵·hm-2, 4月5日定植, 6月10日收获。试验设置2个因素:水位波动和施氮量。水位波动2个处理: W0, 水位始终保持在80 cm; W1, 水位每隔10 d变动20 cm, 试验期内W1处理水位依次为80 cm、100 cm、80 cm、60 cm、40 cm和60 cm, 水位高低通过装置的进水阀和出水阀控制, 以模拟地下水下降-上升-下降的过程。施氮量设3个: 0 kg(N)·hm-2(N0)、225 kg(N)·hm-2(N1)和450 kg(N)·hm-2(N2)。共6个处理, 每个处理重复2次, 随机区组排列。各处理所施氮肥为尿素; 磷钾养分总量一致, 磷肥90 kg(P2O5)·hm-2、钾肥180 kg(K2O)·hm-2。N1和N2处理组施用鸡粪有机肥(N 45 kg·hm-2、P2O5 92.33 kg·hm-2、K2O 37.92 kg·hm-2)。有机肥、磷肥和钾肥全部基施, 氮肥40%做基肥, 60%做追肥。追肥2次, 追施比例均为30%。试验监测共60 d, 每10 d作为一个监测期。在每个监测期的第1 d完成水位波动, 稳定9 d后, 第10 d测定剖面水分含量、收集剖面淋溶水样和地下水样等。第21 d和第41 d追施氮肥。灌溉、病虫害防治及日常管理按照当地农民习惯进行。
1.3 样品采集与测定土壤淋溶水和地下水的NO3--N浓度用连续流动分析仪(A3)分析, 土壤剖面水分含量采用水分传感器实时监测。本研究以剖面土壤溶液NO3--N含量变化表征不同施氮量和水位波动下NO3--N沿农田土壤剖面运移状况; 以地下水NO3--N浓度作为NO3--N沿土壤剖面进入地下水的状况。甘蓝成熟后收获测产, 根据种植密度计算各处理产量(kg·hm-2)。
1.4 数据分析运用Microsoft Excel 2010进行数据处理及绘图。运用R统计软件(3.0.3)进行相关分析, 明确水位波动和施氮量对剖面土壤溶液NO3--N浓度、地下水NO3--N浓度和作物产量的影响。
2 结果与分析 2.1 水位波动和施氮量对剖面土壤体积含水率的影响从图 2可知, 随着土壤深度增加, 剖面土壤体积含水率显著递增。60 d与10 d相比, W0处理组0~20 cm、20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm剖面平均体积含水率变化幅度分别为-3.60%、0.01%、0.55%和0.75%;除0~20 cm, 其余剖面土壤体积含水率变化幅度较小。W1处理组0~20 cm、20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm剖面平均体积含水率第60 d比第10 d增加-1.71%、7.83%、4.01%和1.73%, W1变化幅度大于W0处理组; 20~40 cm和40~60 cm剖面平均体积含水率变化最大, 第20 d与第10 d相比, 即水位从80 cm下降至100 cm, 两剖面平均土壤体积含水率分别下降5.16%和3.46%;当水位从100 cm (第20 d)逐步上升至40 cm (第50 d)时, 20~40 cm和40~60 cm剖面土壤体积含水率持续上升17.14%、7.29%;水位从40 cm (第50 d)下降至60 cm (第60 d)时, 20~40 cm剖面土壤体积含水率下降4.11%, 而40~60 cm剖面略微增加; 20~40 cm和40~60 cm剖面处于水位波动带, 其土壤体积含水率的变化较大。0~20 cm剖面位于包气带层, W0和W1处理下该剖面土壤体积含水率出现间隔性的上升和下降, 第10 d、30 d和50 d时土壤体积含水率升高, 这与施肥后灌溉有关。60~80 cm剖面基本处于饱和水层, 水位由80 cm (第10 d)下降至100 cm (第20 d)时, 土壤体积含水率降低; 水位从100 cm逐步上升时, 土壤体积含水率缓慢增加。总体上, 除了0~20 cm剖面以外, 其余剖面土壤体积含水率随着水位的远离而逐渐下降; 随着水位逐步靠近, 土壤体积含水率逐渐上升。
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图 2 水位波动下不同施氮量农田的土壤剖面体积含水率变化 Fig. 2 Volumetric water contents at different depths in soil vertical profile under different treatments of nitrogen application rate and groundwater level W0:水位稳定在80 cm; W1:水位每10 d变化20 cm, 10 d、20 d、30 d、40 d、50 d、60 d的水位分别为80 cm、100 cm、80 cm、60 cm、40 cm、60 cm; N0:施氮量为0 kg(N)·hm-2; N1:施氮量为225 kg(N)·hm-2; N2:施氮量为450 kg(N)·hm-2。N1和N2处理第1 d施底肥, 第21 d和41 d追施氮肥。W0: groundwater level is 80 cm; W1: groundwater level is 80 cm, 100 cm, 80 cm, 60 cm, 40 cm and 60 cm on the 10th, 20th, 30th, 40th, 50th and 60th days, respectively. N0: 0 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N1: 225 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N2: 450 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer. For N1 and N2, base fertilizer was applied on the 1st day, and topdressing nitrogen fertilizer was applied on the 21th and 41th days, respectively. |
从图 3可知, 随着施氮量增加各剖面NO3--N含量升高。W0处理组中N1和N2土壤剖面溶液平均NO3--N含量是N0的1.32倍和1.82倍; W1处理组中N1和N2土壤剖面溶液平均NO3--N含量是N0的1.32倍和1.86倍。N0处理下W1土壤剖面溶液平均NO3--N含量是W0的0.90倍。
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图 3 水位波动下不同施氮量农田土壤剖面溶液NO3--N含量变化 Fig. 3 NO3--N contents of soil solution at different depths in soil vertical profile under different treatments of nitrogen application rate and groundwater level W0:水位稳定在80 cm; W1:水位每10 d变化20 cm, 10 d、20 d、30 d、40 d、50 d、60 d的水位分别为80 cm、100 cm、80 cm、60 cm、40 cm、60 cm; N0:施氮量为0 kg(N)·hm-2; N1:施氮量为225 kg(N)·hm-2; N2:施氮量为450 kg(N)·hm-2。N1和N2处理第1 d施底肥, 第21 d和41 d追施氮肥。W0: groundwater level is 80 cm; W1: groundwater level is 80 cm, 100 cm, 80 cm, 60 cm, 40 cm and 60 cm on the 10th, 20th, 30th, 40th, 50th and 60th days, respectively. N0: 0 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N1: 225 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N2: 450 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer. For N1 and N2, base fertilizer was applied on the 1st day, and topdressing nitrogen fertilizer was applied on the 21th and 41th days, respectively. |
随着剖面深度的增加, 土壤溶液NO3--N含量呈下降趋势。W0处理, 0~20 cm剖面土壤溶液平均NO3--N含量分别是20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm的1.62倍、3.15倍和7.30倍; W1处理, 0~20 cm剖面土壤溶液平均NO3--N含量分别是20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm的1.96倍、3.61倍和7.65倍。W1处理0~20 cm平均NO3--N含量是W0处理的0.98倍。
各处理土壤溶液NO3--N含量随着取样时间在剖面分布差异性较大。0~20 cm剖面土壤溶液NO3--N含量在W0N0、W0N1以及W1N0、W1N1处理下随着取样时间总体呈下降趋势, 第60 d与第10 d相比, 分别降低33.59%、14.98%、33.26%和13.33%。W0N2和W1N2处理的NO3--N含量随着取样时间总体呈上升趋势, 第60 d与第10 d相比, NO3--N含量分别增加105.55%和100.79%;从第20 d到第50 d, W0N2和W1N2的NO3--N含量持续增加, 其中第21 d和41 d为氮肥追施期。20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm剖面6个处理土壤溶液NO3--N含量随着取样时间均呈下降趋势。第60 d与第10 d相比, W0N0、W0N1、W0N2、W1N0、W1N1和W1N2处理下20~40 cm剖面土壤溶液NO3--N含量分别下降40.66%、39.49%、26.14%、49.40%、44.05%和45.67%, 40~60 cm剖面分别下降74.91%、57.03%、47.61%、88.17%、87.44%和85.60%, 60~80 cm剖面分别下降37.17%、57.81%、56.01%、36.79%、71.46%和69.07%。与W0相比, W1水位波动显著相加了NO3--N含量下降幅度。
W1处理水位上升和下降过程中, 各剖面土壤溶液NO3--N含量变化差异较大。在0~20 cm剖面, 水位从80 cm (10 d)下降到100 cm (20 d)、80 cm (30 d)上升到60 cm (40 d)以及水位从40 cm (50 d)下降到60 cm (60 d), W1N0、W1N1和W1N2处理土壤溶液NO3--N含量均下降; 水位从100 cm (20 d)依次上升到80 cm (30 d)、60 cm (40 d)和40 cm (50 d), W1N2的NO3--N含量持续增加。在20~40 cm剖面, 水位从80 cm (10 d)下降到100 cm (20 d)以及水位从40 cm (50 d)下降到60 cm (60 d), W1N0、W1N1和W1N2处理土壤溶液NO3--N含量均大幅度下降。在40~60 cm剖面, 水位从80 cm (10 d)下降到100 cm (20 d)以及水位从60 cm (40 d)上升到40 cm (50 d)后又下降到60 cm (60 d), W1N0、W1N1和W1N2处理土壤溶液NO3--N含量均大幅度下降。在60~80 cm剖面, 3个施氮处理土壤溶液NO3--N含量下降幅度与水位波动的相关性不明显。
2.3 水位波动和施氮量对地下水NO3--N浓度的影响从图 4可知, 各处理地下水NO3--N浓度随着取样时间均呈上升趋势, 第60 d与10 d相比, W0N0、W0N1、W0N2、W1N0、W1N1和W1N2处理的NO3--N浓度分别增加121.95%、86.72%、69.01%、142.42%、79.82%和45.60%, W1N1和W1N2地下水NO3--N浓度增幅小于W0N1和W0N2。各处理地下水NO3--N浓度随着施肥量增加而增大, W0处理组中, N1和N2各阶段地下水平均NO3--N浓度分别是N0的1.49倍和3.00倍; W1处理组中, N1和N2各阶段地下水平均NO3--N浓度是N0的1.34倍和2.79倍; N0处理下, W1各阶段地下水平均NO3--N浓度是W0的0.90倍。
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图 4 水位波动下不同施氮量农田地下水NO3--N浓度变化 Fig. 4 NO3--N concentrations of farmland groundwater under different treatments of nitrogen application rate and groundwater level W0:水位稳定在80 cm; W1:水位每10 d变化20 cm, 10 d、20 d、30 d、40 d、50 d、60 d的水位分别为80 cm、100 cm、80 cm、60 cm、40 cm、60 cm; N0:施氮量为0 kg(N)·hm-2; N1:施氮量为225 kg(N)·hm-2; N2:施氮量为450 kg(N)·hm-2。N1和N2处理第1 d施底肥, 第21 d和41 d追施氮肥。W0: groundwater level is 80 cm; W1: groundwater level is 80 cm, 100 cm, 80 cm, 60 cm, 40 cm and 60 cm on the 10th, 20th, 30th, 40th, 50th and 60th days, respectively. N0: 0 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N1: 225 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N2: 450 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer. For N1 and N2, base fertilizer was applied on the 1st day, and topdressing nitrogen fertilizer was applied on the 21th and 41th days, respectively. |
水位从100 cm (20 d)上升到60 cm (40 d), W1处理的地下水NO3--N浓度持续下降, 但水位从60 cm (40 d)上升到40 cm (50 d)过程中, W1处理的地下水NO3--N浓度上升。W0处理地下水NO3--N浓度变化也呈现一定规律, 在第20 d、30 d和50 d NO3--N浓度增加, 这与21 d和41 d的追施氮素有关。
2.4 水位波动和施氮量对作物产量的影响从图 5可知, 甘蓝产量的变化范围在46 000~67 000 kg·hm-2。施氮量对甘蓝产量的影响较大, 随着施氮量增加甘蓝产量呈现递增趋势。N2和N1处理组分别比N0处理组增产37.4%和27.9%。但是, 相同的施氮量下不同水位波动处理的甘蓝产量差异不大。相关性分析结果得知, 甘蓝产量与施氮量呈显著正相关(P < 0.05), 与水位波动不相关。
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图 5 水位波动下不同施氮量农田的作物产量 Fig. 5 Crop yields under different treatments of nitrogen application rate and groundwater level W0:水位稳定在80 cm; W1:水位每10 d变化20 cm, 10 d、20 d、30 d、40 d、50 d、60 d的水位分别为80 cm、100 cm、80 cm、60 cm、40 cm、60 cm; N0:施氮量为0 kg(N)·hm-2; N1:施氮量为225 kg(N)·hm-2; N2:施氮量为450 kg(N)·hm-2。N1和N2处理第1 d施底肥, 第21 d和41 d追施氮肥。W0: groundwater level is 80 cm; W1: groundwater level is 80 cm, 100 cm, 80 cm, 60 cm, 40 cm and 60 cm on the 10th, 20th, 30th, 40th, 50th and 60th days, respectively. N0: 0 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N1: 225 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer; N2: 450 kg(N)·hm-2 nitrogen fertilizer. For N1 and N2, base fertilizer was applied on the 1st day, and topdressing nitrogen fertilizer was applied on the 21th and 41th days, respectively. |
相关性分析得知, 土壤溶液NO3--N浓度与施氮量呈显著正相关(P < 0.05), 相关系数0.299;土壤溶液NO3--N浓度与土壤体积含水率呈显著负相关(P < 0.05), 相关系数为-0.717。地下水NO3--N浓度与施氮量呈显著正相关(P < 0.05), 相关系数为0.866;地下水NO3--N浓度与水位呈负相关, 但相关性不显著。
3 讨论本研究中, W0 (水位不变)和W1 (水位波动)两种水位处理下0~20 cm、20~40 cm、40~60 cm和60~80 cm剖面土壤NO3--N含量均随着施氮量增加而升高, 随着土壤剖面深度的增加而降低。当施氮量远超过土壤固持能力和作物吸收量后, 土壤中会累积大量的无机态氮, 其累积量随着施氮量提高呈线性增大[15]。长期施肥会造成NO3--N在表层土壤的大量累积[16-17], 研究发现尿素的迁移转化主要发生在0~5 cm土层内, 5 cm以下土层无机氮含量与对照相比变化并不明显[18]; 也有研究表明土壤氮素养分累积及矿化、硝化等微生物过程主要发生在0~20 cm表层土壤[19]。逐渐累积的无机氮如果不能被作物吸收或转化为有机氮, 则对环境存在潜在威胁[20]。本研究中, 0~20 cm剖面土壤溶液NO3--N含量在N2处理下随着取样时间呈上升趋势, 发生NO3--N累积; N0和N1处理的NO3--N含量随着取样时间变化不明显, 但2次追肥后(第50 d)土壤溶液NO3--N含量有上升现象, 施肥量是影响该剖面土壤硝态氮累积的关键因素。除了追肥期, 土壤溶液高含量NO3--N出现在第10 d (第1次取样期), 这是由于作物生长初期对营养的需求少, 大量基肥的施用, 导致土壤中NO3--N的累积, 同时有机肥带入的大量有机物质还会促进表层土壤硝化过程[21], 导致土壤溶液中NO3--N较高。灌溉后水分入渗及再分布过程均对上层累积的硝态氮具有淋洗作用; 增大施氮量会增加硝态氮向下层淋溶的距离; 在运移过程中一部分硝态氮吸附在土壤中, 导致向下迁移的硝态氮含量降低[22]。这也是本研究中土壤溶液NO3--N含量随着剖面深度的增加呈下降趋势, 深层剖面土壤溶液NO3--N含量随着施氮量增加呈上升趋势的主要原因。
本研究中, W0和W1处理组20~80 cm剖面土壤溶液NO3--N含量均呈持续下降的趋势, 这可能和短期内反复抽取土壤溶液导致土壤溶液提取器(陶土头)周边NO3--N含量持续降低有关。但是在同一施氮量的2种水位处理下, 剖面土壤溶液NO3--N含量下降幅度差异较大, 水位波动(W1)处理显著降低土壤溶液NO3--N含量, 尤其是在20~40 cm和40~60 cm剖面。水位上升(从100 cm上升至40 cm)过程中, 各剖面土壤溶液NO3--N含量与W0相比呈下降趋势, 这与李翔等[12]对NO3--N浓度随着水位波动而变化的研究结果一致, 其认为水位上升导致溶解氧含量降低, 剖面由好氧阶段转变为缺氧阶段, 反硝化作用导致NO3--N浓度下降。然而, 水位下降(从80 cm下降至100 cm以及水位从40 cm下降至60 cm)过程中, 剖面土壤NO3--N随水流向下迁移, 土壤溶液NO3--N含量与W0相比也呈下降趋势。李翔等[12]研究结果与之不同, 其认为水位下降导致剖面土壤溶解氧浓度增大, 硝化作用增强, 土壤NO3--N浓度升高。此外, 本研究中水位下降过程中剖面土壤溶液NO3--N含量下降幅度均大于水位上升阶段, 这可能是由于水位下降速度较快, 剖面土壤NO3--N主要随水流运移至下层, 导致土壤硝态氮含量大幅降低。NO3--N在土壤中随水流运移时, 土壤含水量、水流运动状态、溶解氧含量等土壤理化性质以及微生物群落会影响其迁移转化过程, 包括吸附、反硝化等反应[13]。本研究中, 20~60 cm剖面土壤含水量、水流运动状态、溶解氧含量随着水位波动变化剧烈, 这也是该剖面土壤溶液NO3--N含量变化显著的主要原因。60~80 cm剖面处于淹水区域, 各处理的土壤溶液NO3--N含量均较低。淹水区域土壤NO3--N反硝化作用较强, NO3--N被运移至地下水之前已经被反硝化消耗掉, NO3--N淋溶损失非常少[13], 这可能是该剖面以及地下水NO3--N含量较低的原因。然而, 本研究中水位波动对0~20 cm剖面土壤溶液NO3--N含量影响较小, 可能是因为该剖面处于包气带, 土壤孔隙中溶解氧含量较高, 硝化反应较强, NO3--N含量高, 主要受施肥量影响, 对地下水位波动呼应较弱。
本研究中, W0处理(水位不变)地下水NO3--N浓度呈上升趋势, W1处理地下水NO3--N浓度波动较大, 这与进行水位波动试验时调节进水和出水有关, 未来应加强进入地下水NO3--N总量的研究, 以进一步明确水位波动引起NO3--N对地下水污染风险。水位从60 cm上升至40 cm过程中地下水NO3--N浓度显著高于水位从100 cm上升至60 cm过程。由此得知, 土壤剖面NO3--N浓度高低直接影响了进入地下水的NO3--N的量。此外, 地下水NO3--N浓度与施氮量呈显著正相关, 因此开展源头防控是保护地下水环境的主要措施。文献得知, 水位波动初期, 水分运动相对剧烈, NO3--N随着水分运动迅速在剖面发生分配; 随后, 土壤水分进入再分布过程, 水分运动相对缓慢, NO3--N主要以扩散作用发生迁移, 剖面NO3--N浓度均向下移动并进入地下水[21-22], 因此未来应加强同一水位波动处理下, 不同时间内土壤剖面及地下水NO3--N变化的研究, 明确水位波动下氮淋溶损失及对地下水污染的关键时间节点。
本研究中作物产量与水位波动没有相关性, 这是由于甘蓝属于浅根系植物, 主要吸收表层土壤养分, 在相同灌溉条件下, 施肥量是决定甘蓝产量的主要因素。根据本研究结果, 在地下水埋深较浅的农田, 地下水位波动不会对作物产量产生影响。但是, 土壤剖面NO3--N会随着水位波动进入饱和水层。减少农田施氮量, 降低土壤剖面NO3--N含量, 可降低水位波动下进入地下水NO3--N的量, 保护地下水环境。
本研究采用土壤填装的土柱, 可进行作物种植试验; 根据“U”型管原理, 通过进水阀和出水阀控制水位的升降, 可模拟地下水位波动; 安装的土壤溶液提取器和水分传感器可获取不同剖面土壤淋溶液及土壤水分含量数据。该土柱可真实反映田间状况, 方便科学有效地开展地下水位波动下施氮量对农田土壤NO3--N运移影响的研究。试验设定10 d为一个水位波动期, 水位稳定处理作为水位波动处理的对照, 通过比较同一剖面土壤溶液NO3--N含量变化判断水位波动下不同施氮量农田土壤硝酸盐淋失风险的影响, 研究方法科学、合理, 研究结果可靠。
4 结论水位波动对不同施氮量农田土壤溶液NO3--N含量有显著影响。包气带土壤溶液NO3--N含量受施氮量影响, 在一定范围内, 随着施氮量增加, 土壤溶液NO3--N含量也显著增加, 过量施氮肥导致NO3--N累积; 水位波动带土壤溶液NO3--N含量受施氮量和水位波动共同影响, 随施氮量增加土壤NO3--N含量增高, 但水位波动能明显降低土壤溶液NO3--N含量。水位上升和下降促进土壤NO3--N随着水流运移到下层, 增加了地下水NO3--N污染风险。地下水NO3--N浓度受施肥和水位变动的共同影响。水位波动对作物产量没有显著影响, 施肥量与作物产量呈显著正相关。
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