硝态氮迁移（共4篇）
硝态氮迁移 篇1
0 引 言
作物水肥利用率低是我国农业生产发展中面临的重大问题。在西北旱区,水资源的紧缺是影响作物生长的主要限制因素,但传统的大水漫灌现象仍比较普遍,不但造成水肥资源的严重浪费,并且引发了一系列农田环境问题[1,2,3,4,5]。国内外研究表明,水肥的高效配合是提高水肥利用效率的最佳途径[6,7,8,9]。近些年来,调亏灌溉作为一种重要的节水灌溉方式在农业生产中得到了广泛的研究和应用[10,11,12,13],但就调亏灌溉与施肥的结合,水肥高效利用以及不同调亏灌溉制度条件下农田水肥的迁移的影响研究还比较少。本论文研究了河西地区春玉米不同生育期灌水及施氮条件下农田土壤硝态氮的迁移以及对产量和水分利用效率的影响,探明影响春玉米产量的最主要灌水时期和最佳水氮耦合方式,对西北旱区节约农业用水,提高水氮利用效率提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 试验材料
试验于2009年4～10月在甘肃省武威市中国农业大学石羊河流域农业与生态节水试验站站 (37°57′20″N,102°50′50″E)进行,春玉米品种为该地区大量种植的金穗4号。试验田地处腾格里沙漠边缘,为典型的内陆荒漠气候区,地处黄羊河、杂木河、清源灌区交汇带,海拔1 581 m,多年平均降雨量仅为164.4 mm,年均水面蒸发量达2 000 mm左右。土壤质地为灰钙质轻砂壤土,根层土壤干容重为1.32 g/cm3,田间持水量为21.5%,地下水埋深达25～30 m。供试土壤有机质含量为0.8%,有效磷含量为38.16 mg/kg,硝态氮含量为55.45 mg/kg,铵态氮含量为6.70 mg/kg,土壤pH值约为8.2,土壤含盐量为0.36%。灌溉水源为地下水,矿化度0.71 g/L。
1.2 试验设计
试验设水分和氮肥处理2因素。水分设7个处理:全生育期灌水(CK)、苗期不灌水(I1)、拔节期不灌水(I2)、抽穗期不灌水(I3)、灌浆期不灌水(I4)、苗期与灌浆期不灌水(I14)、拔节期与灌浆期不灌水(I24)。除上述处理外,其余每生育期灌水100 mm。氮肥处理设4个水平:0(N0)、60(N1)、120(N2)、180(N3)kg/hm2。试验为完全随机设计,共28个处理,重复两次。氮肥施用尿素(含N46%)。磷肥施用过磷酸钙(含P16%),一次性施入,施入量为120 kg/hm2。小区面积5.5×3.5 m2,东西走向。种植密度为7.5万株/hm2,行距30 cm。于2009年4月15日播种,2009年9月20日收获。
1.3 观测项目与方法
全生育期取土4次,分别于播后37、69、107和158 d取土。土钻取土,每20 cm取一个样,取至100 cm。一部分土样用烘干法测定含水率,另一部分新鲜土样立即放入冰箱冷藏待测土壤硝态氮含量。土壤硝态氮采用2 mol/L KCL(土液比1∶5)浸提,用紫外可见分光光度计测定。植物样用烘箱105℃杀青30 min,80℃烘至恒重,分别测定根干重,地上部分干重及籽粒产量。土壤剖面硝态氮累积量=硝态氮含量×土层厚度×土壤容重,灌溉水利用效率=产量/灌溉水量。
2 结果与分析
2.1不同水氮处理对春玉米农田土壤硝态氮累积量的影响
硝态氮是旱地作物吸收的主要氮素形态。图1为苗期(播后37 d)测定的各处理玉米根区不同深度土壤硝态氮累积量。图1表明,播后37d高氮(N3)处理0～100 cm根区土壤剖面硝态氮累积量最大,达243.64 kg/hm2,分别是中氮(N2)处理,低氮(N1)处理,无氮(N0)处理的1.97倍,1.64倍,3.20倍。苗期不灌水处理(I1)在各个氮肥处理下土壤硝态氮累积量均在剖面0～20 cm处最大,硝态氮分布呈L型,其中高氮处理表层0～20 cm硝态氮累积量达到129.50 kg/hm2,分别为中氮处理,低氮处理和无氮处理的1.86,2.80和3.87倍。而苗期灌水(CK)处理剖面峰值主要分布在40 cm左右,其中高氮(N3)处理在0～40 cm硝态氮累积量最大,为133.20 kg/hm2,分别为中氮(N2)处理,低氮(N1)处理,无氮(N0)处理的2.25倍,2.49倍,5.98倍。
图2为拔节期(播后69 d)测定的各处理玉米农田不同深度土壤硝态氮累积量。从图2可知,高氮处理(N3)条件下各水分处理根区土层含氮量最大,其中I1处理0～100 cm硝态氮累积量最大,为431.90 kg/hm2,而CK处理与拔节期不灌水处理(I2)硝态氮累积量分别为134.20和138.25 kg/hm2。 I1处理根区硝态氮主要累积于0～60 cm土层,达330.30 kg/hm2,这主要是因为I1处理在苗期内未进行灌水,硝态氮大量累积于根区表层,而拔节期灌水后硝态氮随灌溉水向下淋溶。I2处理根区0～40 cm硝态氮累积量均高于CK处理,这主要是由于拔节期不灌水,硝态氮未随灌水下移所致。CK处理硝态氮累积量于100 cm处最大,可能在100 cm以下出现峰值,表明硝态氮已向根层以下淋溶。无氮处理(N0),低氮处理(N1)和中氮处理(N2)条件下CK处理与I1处理硝态氮累积量峰值出现在60～80 cm,I2处理根区硝态氮含量峰值均出现在表层0～20 cm,且差异不大,均值为24.37 kg/hm2,这主要是因为CK和I1处理拔节期进行灌水处理,硝态氮硝态氮向下迁移,而I2处理在拔节期不灌水,硝态氮随水分蒸发向上运移。
图3为抽穗期(播后107 d)测定的各处理玉米农田不同深度土壤硝态氮累积量。由图3可知,高氮处理(N3)0～100 cm硝态氮累积量最大,平均达89.18 kg/hm2,分别为中氮处理(N2),低氮处理(N1)和无氮处理(N0)的3.82倍,3.67倍和5.34倍。各水分处理玉米根区土壤硝态氮主要集中在60 cm以下,累积量均呈L型,与播后37 d硝态氮累积量L型分布不同,播后107d根区土层80～100 cm以下硝态氮累积量最大,峰值可能出现在100 cm以下,各处理硝态氮均出现淋失。在各个氮素水平处理条件下充分灌水(CK)处理玉米根区0～60 cm土层硝态氮累积量小于其他水分处理,而60 cm土层以下累积量逐渐增大,充分灌水(CK)造成硝态氮淋溶严重。无氮处理,低氮处理和中氮处理条件下根区80 cm以上各土层硝态氮累积量相差不大,各层硝态氮累积量均小于10 kg/hm2。高氮处理条件下各水分处理在60 cm以上硝态氮累积量相差不大,60 cm以下硝态氮累积量急剧增加,其中充分灌水(CK)处理60～100 cm硝态氮累积量为121.07 kg/hm2,占0～100 cm土层深度硝态氮累积量的89.49%。
收获后(播后158 d)取第4次土样。土壤硝态氮在剖面上累积量代表了硝态氮残留的多少,由图4可知,土壤硝态氮的残留量高氮处理>中氮处理> 低氮处理> 无氮处理,其中高氮处理0～100 cm残留量达122.22 kg/hm2,分别是中氮处理,低氮处理和无氮处理的1.95,3.83和5.44倍。和苗期硝态氮的累积相比,高氮处理在0～100 cm剖面上减小的幅度最大为121.42 kg/hm2,是中氮处理,低氮处理和无氮处理减少幅度的2.00倍,1.04倍和2.26倍。说明高肥处理硝态氮淋失严重,降低了氮肥的利用效率。
2.2不同水氮处理对春玉米产量和灌溉水分利用效率的影响
用DPS软件进行方差分析(见表2)。在各个氮素水平下充分灌水(CK)处理生物产量最高,并且随着施肥量的增大,生物产量有增大趋势,其中高氮充分灌水(N3CK)处理最高,达33 972.32 kg/hm2,是无氮充分灌水(N0CK)处理的1.38倍。在无氮处理条件下,苗期和成熟期亏水(N0I14)处理生物量最低,其次是苗期亏水(N0I1)处理和成熟期亏水(N0I4)处理,分别比充分灌水(N0CK)处理低35.98%,27.58%和17.27%,其余亏水处理与充分灌水处理之间差异不显著,苗期和成熟期在无氮处理条件下是玉米生长的关键期,在缺水条件下会严重影响生物产量的积累。在低氮处理条件下拔节期(I2)缺水对生物产量影响最大,其次是拔节期和成熟期同时缺水(I24)处理,分别比充分灌溉(CK)处理生物产量降低41.80%和29.32%,其余生育期缺水对生物量积累影响不显著。在高氮处理水平下I3,I14和I24处理显著影响生物量的积累,分别比CK处理减少46.01%,42.17%和33.56%,说明在氮素充足条件下玉米生殖生长期亏水对生物量的积累影响严重。
和生物产量类似,在各个氮肥水平下,充分灌水(CK)处理籽粒产量最高,并且随着施氮量的增加,籽粒产量增大。在无氮(N0)处理条件下,I14,I24,I3和I1处理显著影响籽粒产量,分别比充分灌水(CK)处理减产36.69%,17.62%,15.99%和15.13%,由此可见,在无氮(N0)处理条件下两个生育期不灌水将严重影响玉米产量,苗期,抽穗期和灌浆期是影响籽粒产量的敏感期。分析低氮水平下玉米籽粒产量可知,灌水量与产量呈正相关,400 mm灌溉水平下产量最高,达12 353.37 kg/hm2,分别是300 mm和200 mm灌溉水平的1.13倍和1.30倍,I14处理对玉米籽粒产量影响最大,其次是I24和I3处理。在中氮(N2)处理水平下,抽穗期不灌水严重影响籽粒产量,较充分灌水处理下降20.49%,其次是拔节期和灌浆期都不灌水(I24)处理,苗期和灌浆期都不灌水(I14)处理与拔节期不灌水(I3)处理,其他时期亏水对玉米籽粒产量影响不显著。高氮(N3)处理下除苗期不灌水(I1)处理外,其他处理都对春玉米产量影响显著,其中拔节期不灌水(I2)处理产量最低,较充分灌水(CK)处理减产22.49%。在各个水分处理条件下,无氮(N0)处理产量最低。在CK,I1,I2和I3处理条件下,籽粒产量随施氮量的增加而增大,而在I4处理条件下低氮处理产量最高,其次为中氮处理和高氮处理,I14和I24处理条件下,中氮处理产量最高,高氮处理次之,由此可知,在玉米生长的前三个阶段,亏水条件下籽粒产量随着施氮量的增加而增大,而在玉米灌浆期亏水,高氮处理产量反而有所降低,这主要是因为在氮肥充足条件下,玉米生长前期不亏水导致营养生长旺盛,从而影响了玉米的籽粒产量积累。
注:表中小写字母表示同一氮素水平下方差分析P≤0. 05水平,标有相同字母的二数间无差异。
中氮(N2)处理的生物产量的灌溉水利用效率最大,平均达9.11 kg/m3,分别是高氮(N3),低氮(N1)和无氮(N0)处理的1.03倍,1.19倍和1.21倍。在各个氮素水平下I14和I24处理的生物产量的灌溉水利用效率最大,这主要是因为I14和I24处理在两个生育期同时进行亏水处理,整个生育期灌溉水量仅为200 mm。籽粒的灌溉水利用效率有随着施氮量的增加而增大的趋势,其中中氮处理最大为4.04 kg/m3,为无氮处理的1.16倍。在玉米生长过程中只有一个生育期不灌水的条件下,I3处理显著降低籽粒产量的灌溉水利用效率,可见抽穗期缺水严重影响春玉米籽粒产量的灌溉水利用效率。与生物产量的灌溉水利用效率类似,I14和I24处理籽粒产量的灌溉水利用效率最大,而CK处理的籽粒产量灌溉水利用效率最低,证明在玉米生长过程中适当亏水有利于提高灌溉水利用效率。
3 结 语
施氮量和灌水是影响土壤硝态氮累积量的重要因素。在各个生育期玉米根区0～100 cm硝态氮累积量随施氮量的增大而增大。施氮后表层土壤硝态氮含量明显增大,硝态氮含量随着土壤水分下渗,造成下层土壤硝态氮含量的上升。苗期(播后37 d)测定的硝态氮主要累积于根区0～40 cm土层,其累积量占总累积量的65.71%,其中苗期不灌水处理根区20 cm土层累积量最大,充分灌水处理40 cm土层累积量最大,表明硝态氮随灌水下移。拔节期(播后69 d)根区土壤硝态氮分布曲线平滑并且累积量降低,硝态氮随灌水进一步下移,其中高氮处理下硝态氮已向根层以下淋溶。无氮,低氮和中氮处理条件下CK和I1处理硝态氮峰值出现于根区40～80 cm土层,I2处理表层20 cm硝态氮累积量最大。抽穗期(播后107 d)各处理玉米根区硝态氮高峰下移至80～100 cm深度,分布呈L型,各处理硝态氮均出现向根层下淋失现象,充分灌水处理尤为严重。收获后(播后158d)植株根区土壤硝态氮在剖面上的累积量代表了硝态氮残留的多少,高氮处理0～100 cm残留量达122.22 kg/hm2,分别是中氮处理,低氮处理和无氮处理的2.00倍,1.04倍和2.26倍。而且高氮处理在0～100 cm剖面上硝态氮累积量减小的幅度最大,硝态氮因淋失降低了氮肥的利用效率。
生物产量随施氮量增加有增大趋势,拔节期,抽穗期和成熟期缺水严重影响生物量积累,其中高氮充分供水(N3CK)处理生物产量最高,低氮拔节期亏水(N1I2)处理最低。不同生育期亏水对籽粒产量影响显著,CK处理的籽粒产量最大,平均达12 267.52 kg/hm2 ,分别是I14和I3处理的1.33倍和1.25倍。籽粒产量随施氮量增加有增大趋势,其中中氮处理籽粒产量最大,达11 074.71 kg/hm2,分别是无氮,低氮和高氮处理的1.15倍,1.03倍和1.01倍,高氮处理籽粒产量较中氮处理有所减少,大量施肥不能保证产量的提升。各个氮素水平下I14和I24处理的生物产量和籽粒产量的灌溉水利用效率最大,这主要是因为这两种水分处理灌水量仅为200 mm。中肥处理生物量灌水利用效率最大为9.11 kg/m3,中肥处理籽粒灌水利用效率最大为4.04 kg/m3,分别为无氮,低氮和高氮处理的1.16倍,1.04倍和1.01倍。在干旱区,减少施氮量并在适当生育期减少灌水以达到较高的产量和提高灌溉水利用效率是可行的。
地下水硝态氮污染研究进展 篇2
水资源是地球上所有生命生存的重要资源及生物体最重要的组成部分。近年来, 随着人类活动的加剧, 水资源短缺和水环境的恶化成为一个全球性问题。目前, 我国水资源现状和特点可以总体归纳为:总量丰富, 人均占有量低;地区分布不均, 水土资源不相匹配;年内年际分配不均, 旱涝灾害频繁, 水资源供需矛盾较突出;水资源利用效率低, 污染情况比较严重[1]。目前, 我国供水水源主要有地表水和地下水, 不同领域供水比例变化如图1所示。
由图1可知, 目前我国供水结构中地下水雄踞一端, 其供水比例占全国供水量的20%, 饮用水供水量的70%, 农田灌溉水量的40%, 工业用水量的38%[2]。地下水具有分布广泛、可恢复、水质水量稳定等基本特性, 奠定了其在工农业供水及作为储备水源等方面的重要地位。但是整体来看, 我国地下水受到不同程度的污染, 特别是硝态氮污染已十分严重, 尤其我国北方地区和农业种植集中地区。饲料作物吸收土壤与水中过量的硝态氮后, 其在适当的条件下可以释放出N2O等有毒气体, 这种有毒气体浓度过高可以毒死家禽;农作物吸收过量硝态氮会引起各种病虫害, 从而影响作物的产量和质量;人体内过量硝态氮是通过饮用水或食物链等途径进入, 过量的硝态氮容易使婴儿患上高铁血红蛋白症[3], 同时硝态氮、亚硝态氮转化为亚硝胺会产生“三致”作用, 研究表明饮用中水硝态氮含量与癌症并发率呈正相关关系, 对人类健康构成严重威胁[4]。过量硝态氮对水体污染及人类健康的影响警示人们需要寻求切实有效且生态化的处理方法, 并从源头对硝态氮污染进行控制。
1 地下水硝态氮污染来源
地下水中的氮来源较广泛, 其中包括大气、雨水中的尘埃、工业和生活污水、土壤和含水层介质、含氮的化学物质、化肥、粪便以及工业生产过程中产生的含氮物质, 多来源氮的积累是促使地下水硝态氮污染的主要原因, 通过综合统计分析显示我国地下水硝态氮污染主要原因如下[5]:
1) 农业化肥的施用、工业废水排放、动物粪便及污水灌溉是地下水硝态氮污染的主要因素。
2) 人类生活污水、医药污水是城市浅层地下水的主要硝态氮污染源。
3) 大气氮氧化合物 (N2O) 是三大温室气体之一, 其排放量与化学氮肥的施用量紧密相关;工业废气和汽车尾气中的氮氧化物在降雨过程中溶于水, 通过淋溶进入土壤, 从而成为硝态氮的一大来源。
4) 突发性环境灾难, 如管道破裂、石油泄漏、化工厂化学品外泄、矿山事故等。
2 地下水硝态氮迁移及其转化机理
地下水中氮循环系统主要包括:矿化-吸附过程, 土壤有机氮转化为氨氮转化并为植物吸收;固化过程, 化合态和非化合态N2被植物固化;硝化过程, 微生物将氨盐基氧化成NO2-, 进而氧化成NO3-;反硝化过程, 化合态氮以气态氮 (N2、N2O、NO、NO2) 返回大气中。
氮的形态及其转化途径如图2所示[6]。
3 我国硝态氮污染现状
农业化肥的大范围使用是促使我国地下水下态氮污染的主要成因之一, 20世纪60年代我国就有关于北方地区“地下肥水”的报道[7]。自20世纪80年代以来, 许多科研工作者做了大量关于我国地下水硝态氮污染的调研工作。1978年以来, 通过对我国50个城市地下水水质的监测, 结果表明其中有21个城市地下水环境受到污染, 特别是北方一些供水量较大和主要以地下水作为水源的城市[8]。中国农业科学院张维理[9]等在1993年做了关于我国北方14个城市地下水硝态氮含量监测调查, 结果显示:北方一些地区地下水、饮用水硝酸盐污染十分严重。在调查的城市中有50%以上超过饮用水硝酸盐含量的最大允许量 (50mg/L) , 其中最高者达300mg/L。赵秀春[10]等人在2000~2004年对青岛市不同地区的地下水硝态氮含量进行调查, 由于经济条件、土地利用方式及其外部经济环境不同, 导致各地区地下水中的硝态氮的含量差异较大, 硝态氮含量最高值达到107.0mg/L。2005年中国地质调查局公布了我国最新的关于地下水资源与环境调查成果:受到污染较普遍的是浅层地下水资源, 全国大概有50%浅层地下水受到污染, 一半城市市区的地下水污染情况较严重, 地下水环境受到污染较严重。《生活饮用水卫生标准GB5749-2006》中严格规定饮用水中硝态氮含量最高不能超过10mg/L, 当以地下水作为水源时硝态氮最高含量不超过20mg/L, 对比我国各个地区地下水水质情况可以看出, 目前我国大部分地区地下水硝态氮污染不容乐观。
总体来看, 我国地下水硝态氮污染已经十分严重, 尤其我国北方地区和农业种植集中位置。国际水文地质大会上专家预测我国地下水环境状况为:我国南方地下水环境将会持续相对稳定的状态, 北方的地下水环境会继续的恶化, 尤其是农业种植密集的北方地区不容忽视, 因此硝态氮污染防治将是地下水污染防治的长期任务。
4 硝态氮污染修复技术
4.1 物理化学修复技术
地下水硝态氮物理化学修复技术主要包括离子交换法、电渗析法、反渗透法、蒸馏法等。
目前, 离子交换法在生活饮用水中脱氮已积累了较成熟的技术和经验, 应用离子交换法脱氮时可以有选择性地去除污染水中的硝态氮。但是离子交换法也存在一定弊端, 其需要进行高浓度盐或酸的再生处理工艺, 过程中产生含有高浓度的硝态氮、硫酸盐等废水, 后续处理难度较大;并且不同树脂都具有确定的交换容量, 超过交换容量时会发生硝态氮的泄漏, 给后续处理带来更大的难题。
电渗析技术属于目前较先进的膜处理技术, 其工作原理为:在直流电场中, 原水通过交替阴阳离子的选择透过性, 硝态氮通过膜孔与水分离进入高浓度盐水一侧, 从而使硝态氮得到去除。电渗析技术原理如图3所示。
反渗透法也属于膜处理技术, 其原理主要是利用半透膜的选择透过性 (只有水分子能穿过, 其他溶质分子会被截留) , 其工作过程是利用压力使原水通过半透膜, 从而原水中的水分子与其他分子得到分离。
蒸馏法是先将水变为水蒸气后冷凝收集, 再以收集到的冷凝水作为待处理的废水进行硝态氮的去除, 其弊端为耗时较长。
电渗析技术、反渗透法、蒸馏法去除技术都不能对硝态氮进行有选择性的去除, 在其去除硝态氮的过程中可能同时去除其他对人体有益的元素, 并且去除效率较低, 运行费用过高;这几种常用方法都是将硝态氮集中起来, 实际上并没有对其进行彻底的去除, 只是将硝态氮污染物进行转移或浓缩。
4.2 化学修复技术
化学法处理地下水中硝态氮是指利用一定的还原剂还原水中的硝态氮, 从而达到去除硝态氮的目的。化学法分为化学催化法和活泼金属还原法。
1) 化学催化法。
催化还原法是指利用还原剂 (氢气、甲酸、甲醇等) 和附着于多孔惰性介质 (如氧化铝、氧化硅和沸石等) 上的催化剂 (Pd-Sn或Pd-Cu等复合金属) , 催化还原水中的硝态氮, 催化剂的活性和对氮气选择性的控制是该技术的难点, 催化还原过程中如果条件控制不当会产生不良后果:当氢化作用不完全时会产生亚硝态氮;氢化作用如果过强会形成氨等副产物[11]。反应存在较多弊端, 如制取氢气费用较昂贵、氢气易燃易爆、对于运行管理要求较高;同时催化剂的回收与分离也是一个需要解决的问题。
2) 活泼金属还原法。
目前, 用于还原硝态氮研究较多的活泼金属有铁、铝、锌等金属单质。铁来源广泛、价格便宜、反应速率快, 对外界环境要求低等优点使其成为研究和应用较多的还原剂。但其存在反应产物氨氮带来的二次污染的弊端。铝粉作为还原剂其反应速率较快, 可以快速还原水中硝态氮, 但是反应过程对p H要求较高, 反应过程需准确控制p H为10.2~11.0, 否则铝粉容易发生钝化;且铝粉对人体有害, 可能导致脑损伤。
4.3 生物修复技术
研究表明, 自然界中某些微生物对污染物有一定的降解作用, 但其降解过程一般较慢, 在实际的水处理过程中很难应用。反硝化作用是微生物还原硝态氮为亚硝态氮, 氨氮和氮气的作用, 又称脱氮作用, 主要流程是:NO3-→NO2-→NO→N2O→N2[12]。反硝化细菌在不同氧浓度环境下产生不同的作用, 研究表明反硝化作用主要发生在厌氧和半厌氧环境条件下, 当反硝化细菌处于有氧条件下时其进行呼吸作用, 氧化分解有机物;当反硝化细菌处于无氧条件下时, 其以硝态氮或亚硝态氮为电子受体进行氧化有机物的作用, 同时硝态氮被转化为无害的N2。研究表明在一定条件下地下水环境中存在反硝化作用, 地下水硝态氮的生物修复技术就是在人为的作用下, 增强自然界水体中的反硝化作用, 主要有原位生物脱氮技术和异位生物脱氮技术两种类型。
4.3.1 原微生物脱氮技术
原位生物脱氮技术是将受到硝态氮污染的地下水体, 直接在原位进行生物修复, 地下水体中的反硝化细菌与人为创造促进反硝化反应速率的有利条件为技术要点。原位生物脱氮技术的水体环境中应该有足够的溶解性有机碳 (DOC) 。目前原位生物脱氮技术为反硝化细菌提供溶解性有机物方式主要有两种:人为通过双井、群井、综合系统将有机碳源注入含水层中, 增加微生物的活性;外加一些易降解的 (如棉花、纸、稻草、木屑等) 固相有机碳 (SOC) 。
可渗透反应格栅技术 (Permeable Reactive Barrier, 缩写为PRB) 原理是将活性填料填充的建筑物垂直立于地下水水流方向, 受到污染的原水依靠自然水力运输通过经过反应格栅, 通过降解、吸附、沉淀等作用, 使污染物得以有效去除的地下水净化技术。早在1982年由美国环保局 (EPA) 提出的技术概念, 由于它能够连续原位处理, 且具有相对便宜、低环境影响等优点, 使其在欧洲和发达国家已得到广泛使用。PRB技术工作原理如图4所示。
4.3.2 异位生物脱氮技术
异位生物脱氮技术根据细菌所需碳源不同可分为自养生物脱氮技术和异养生物脱氮技术。
1) 自养生物脱氮技术。
自养生物脱氮技术利用无机碳源, 以氢或硫单质及硫化合物为主要的电子供体, 因此分为氢自养反硝化和硫自养反硝化两类。氢和硫作为生物反硝化过程中理想的电子供体, 具备成为理想电子供体条件的同时也存在各自的弊端。氢无害、无二次污染等优点使其成为较好的反硝化电子供体, 但其易燃、与空气混合易爆、溶解度低等缺点使其很难被充分利用;硫的价格低廉、无毒、易得、通常条件下较稳定等优点使其成为生物反硝化过程中较理想的电子供体, 但硫自养反硝化过程中生成的硫酸盐会造成二次污染, 且反应过程中需提高碱度。
2) 异养生物脱氮技术。
异养生物脱氮技术是通过外加有机物碳源 (如甲醇、乙醇、醋酸等有机酸类、醇类) 为反应基质进行反硝化作用并对地下水中硝态氮进行去除。其反硝化速率较快, 反应器单位体积处理量大;碳源投加量为系统运行控制要点, 投加量的不足时, 易造成亚硝态氮的积累, 投加过量, 会引起二次污染;且外部投加有机碳源, 增加了系统运行造价。
5 结论
目前, 对于硝态氮来源、迁移转化规律及其污染修复技术在理论上已经有较深的认知, 工程技术手段也已经较完善, 但是对于从源头对硝态氮污染的治理还需要更加深入的探究, 应该结合更多学科及更新的技术手段对地下水硝态氮的污染问题进行分析。
在人口增长和城市化进程加速的今天, 人类活动对于生态环境特别是水环境的影响已经不容忽视, 在进一步探求经济有效且对生态无污染的硝态氮污染治理方法的同时, 正确认知硝态氮污染对整个生态系统及人类健康的直接及潜在威胁也是必不可少的。
参考文献
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硝态氮迁移 篇3
养殖在循环水系统 (RAS) 中的水生动物在收获前会形成类似“泥土味”这样“异味”, 这是由土臭味素或者2-甲基异茨醇 (MIB) 这样的化合物分别在鱼肉中的生物积聚而导致的。有腥味的水产品因不能上市销售而导致养殖者重大的经济损失。以前的研究已经表明, 一些营养因子能通过某些放线菌刺激或抑制细菌生命体和土臭味素的产生。在本研究中, 就两种硝态氮 (NO3--N) 水平 (20~40 mg/L和80~100 mg/L) 对养殖水体中以及养殖在RAS中的虹鳟鱼肉中土臭味素和2-甲基异茨醇含量的影响进行了监测。结果表明, 在低和高NO3--N水平的RAS之间, 水体中或者鱼肉中的土臭味素浓度没有显著差异。因而, 在RAS中可能发生的较高NO3--N水平对与土臭味素相关的异味问题没有不利或者有益的影响。
硝态氮迁移 篇4
本文以菜地土壤为研究对象, 采用经EM (Effective Microorganisms有效微生物) 处理和未经处理的奶牛场废水进行灌溉, 考察不同土壤水分处理对土壤酸碱度、电导率等理化性质及土壤速效氮、速效磷、有机质等肥力指标和硝态氮的影响, 揭示奶牛场废水再生处理回用于灌溉对土壤环境的影响, 以确定奶牛场废水灌溉的可持续性。
1 试验材料与方法
1.1 试区概况
试区位于南京板桥农业生态园。地理位置为北纬31°56′~32°3′, 东经118°37′~118°47′, 地貌为丘陵岗地。气候条件属于北亚热带季风气候, 年降水量1 106.5 mm, 最大平均湿度81%, 最大风速19.8m/s, 无霜期237d。每年6月中南京板桥农业生态园旬至7月初为梅雨季节。地下水埋深在30~150cm范围内。
1.2 试验材料与方法
在小白菜品种、移栽、密度、植保、用肥等技术措施以及基础地力相同的条件下, 试验设水质和灌水下限两个因素, 水质处理分原污水灌溉 (WW) 和再生水灌溉 (RW) 2个水平, 灌水下限分60%田间持水量 (M6) , 70%田间持水量 (M7) , 80%田间持水量 (M8) 3个水平, 灌水上限均为90%田持, 共9个处理, 每处理设3次重复。每小区面积14m2 (长7m, 宽2m) , 小区随机排列。
试验用污水为奶牛排泄物与冲洗水的混合液, 水质特征如表1所示。
供试蔬菜品种为矮脚黄, 2006年9月23日移栽, 11月28日收获。种植密度为10万株/hm2, 株距与行距均为0.3 m。播种前施基肥250kg/hm2, 基肥为有机无机复混肥, 总养分 (N1-P3-K6) ≥20%, 有机质含量≥20%, 此后不再追肥。
初始和结束时在小区上钻取0~60cm土壤将其风干, 分析pH值、EC、有机质和速效氮、速效磷的含量。土壤pH值采用水土比1∶1, PHS-3C型pH计测定, EC采用水土比5∶1, EC215型电导仪测定, 土壤有机质用重铬酸钾容量法-外加热法, 速效氮采用碱扩散法, 速效磷采用0.5mol/L NaHCO3-钼锑抗比色法。试验中期与试验结束采样测定小区土壤硝态氮, 测定方法为酚二磺酸法, 测定层次为0~10cm, 10~20cm, 20~40cm, 40~60cm的土壤混合样。
2 结果分析与讨论
2.1 奶牛场废水灌水量
奶牛场废水灌水量由灌水下限处理以及降雨引起的差异明显, 而水质之间无明显差别, 如表2所示, 处理M6灌水量远小于处理M7和M8, M8的灌水量小于M7。灌水量的差异导致输入到土壤中的盐分以及氮、磷含量有很大区别。
2.2 再生水灌溉对土壤pH和EC的影响
如表2所示, 原污水灌溉对土壤pH的影响比再生水灌溉明显, 土壤由原来的酸性向中性的变化更明显。原污水灌溉与再生水灌溉条件下土壤pH均随土壤下限的升高而增大。原污水灌溉条件下土壤电导率略高于再生水灌溉, 这说明较高EC的灌溉水源会提高土壤EC。灌水下限对土壤电导率的影响与灌水量成正比。有研究表明, 长期奶牛场废水灌溉会导致土壤EC升高, 因为奶牛场废水中含有牛尿其氯离子含量较高[4,8], 因此需要监测奶牛场长期灌溉对土壤盐分的影响。
注:表中同行小写字母数字不同者表示灌水下限处理差异达0.05显著水平。
2.3 再生水灌溉对土壤速效氮和速效磷的影响
奶牛场废水和经EM处理的再生水灌溉条件下不同灌水下限土壤速效氮与速效磷在小白菜收获时的含量如图1所示。虚线位置为试验初土壤速效氮与速效磷的初始值, 两种灌溉水源不同灌水下限处理都使0~60cm的土壤速效氮和速效磷呈增加的趋势。污水灌溉条件下的土壤速效氮总体上高于再生水灌溉, 平均高4.67mg/kg, 但无显著性差异。两种水源灌溉土壤速效氮均随着下限的升高而降低 (但各处理差异不显著) , 这与增加土壤水分能促进小白菜对氮的吸收有关。污水灌溉的土壤速效磷总体上高于再生水灌溉, 平均高20.11 mg/kg, 存在显著性差异 (0.05水平) 。污水灌溉和再生水灌溉条件下土壤速效磷均随着灌水下限的升高而增加。这与污水中含有较高的磷有关, 原污水的总磷高于再生水, 灌水量越大施加的磷也越多, 对土壤速效磷的增加效果越明显, 且土壤水分越高土壤磷的有效性也越高。
2.4 再生水灌溉对土壤有机质的影响
如表4所示, 污水灌溉和再生水灌溉条件下灌水下限对土壤有机质含量的影响为M6
注:表中字母含义同表3。
2.5 再生水灌溉对土壤中硝态氮淋溶的影响
10月15日和12月2日奶牛场废水及再生水灌溉不同灌水条件下土壤硝态氮含量如图2所示。两种水质灌溉下的土壤硝态氮表现出从地表往深层逐渐减小的规律。各层土壤硝态氮随时间减小, 越靠近表层, 减小程度越明显, 表层土减少约2/3, 40~60cm土层的硝态氮10月15日为4.50~14.94mg/kg, 而12月2日仅有1.34~4.97 mg/kg。说明随着小白菜的生长, 根系逐渐壮大, 对土壤深层的氮素吸收加强。结合表2奶牛场废水灌溉情况, 10月15日之前M6处理没有灌水, M7处理灌了17.1mm, M8则灌了9.7mm (WW处理) 和9.4mm (RW处理) , 土壤中的硝态氮主要来自基肥和土壤本身。污水灌溉条件下土壤硝态氮M8小于M6和M7, 可能与土壤水分较高促进作物对氮的吸收以及60%田持土壤含水量硝化作用最强[12,13]有关, 而M7处理由于灌溉量较大带入的氮含量较高而与M6处理相差不大;到了试验结束时, 由于作物对氮的吸收以及灌溉带入的氮含量的差异, 则呈现出M6
3 结语