李夢(mèng)瑤，王旭剛，徐曉峰，段婧婧，薛利紅，3*，楊林章，3

（1.河南科技大學(xué)農(nóng)學(xué)院，河南 洛陽(yáng)471000；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部長(zhǎng)江下游平原農(nóng)業(yè)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇省食品質(zhì)量安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南京210014；3.江蘇灘涂生物農(nóng)業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，鹽城師范學(xué)院，江蘇 鹽城224002）

氨揮發(fā)是稻田氮素的主要?dú)鈶B(tài)損失途徑[1]，每年因氨揮發(fā)損失的氮素占稻田施氮量的9%～40%[2]。氨揮發(fā)不僅降低了氮素利用率，其所導(dǎo)致的氮沉降還會(huì)使土壤硝酸鹽浸出率增高，從而增加水體富營(yíng)養(yǎng)化和土壤酸化風(fēng)險(xiǎn)[3]。太湖流域?yàn)橹饕牡钧溳喿鞯貐^(qū)，該區(qū)域麥秸幾乎全量還田。秸稈還田作為一種改良土壤結(jié)構(gòu)、培肥地力常用的耕作措施，由于其腐解過程中有機(jī)酸等的累積及高碳氮比秸稈造成的固氮效應(yīng)[4]，也導(dǎo)致了僵苗、幼苗毒害及水稻幼苗生長(zhǎng)不良等現(xiàn)象的發(fā)生[5]。此外，秸稈還田可增加土壤脲酶活性，促進(jìn)尿素的水解，使田面水NH-N 濃度增加，導(dǎo)致稻田氨揮發(fā)排放增加，與秸稈不還田相比，秸稈還田增加氨揮發(fā)18.2%[6]。

水資源短缺是目前最為嚴(yán)峻的全球環(huán)境問題之一，其中農(nóng)業(yè)用水又是水資源重要消耗源之一[7]。我國(guó)2017 年農(nóng)業(yè)用水量為3.8×1011m3，占總用水量的62.32%，但仍有大于3×1010m3的需水缺口[8]。作為一種廢棄資源，達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18918—2002）的生活污水尾水中，仍含有豐富的氮、磷、可溶性有機(jī)質(zhì)等易被作物吸收利用的養(yǎng)分[9]，將其作為灌溉水源，具有成本低、資源豐富及穩(wěn)定的優(yōu)點(diǎn)，且不受區(qū)域限制，已成為世界范圍內(nèi)解決農(nóng)業(yè)用水緊張和水資源短缺的普遍方法[10]。生活污水中豐富的無(wú)機(jī)氮能為作物提供養(yǎng)分，生活污水灌溉可以提高土壤反硝化細(xì)菌和纖維素分解菌的數(shù)量[11]，其中纖維素分解菌在促進(jìn)秸稈腐解過程中起著關(guān)鍵作用，從而緩解因秸稈還田后土壤氮素固持所造成的負(fù)面影響。尹愛經(jīng)等[12]研究發(fā)現(xiàn)來(lái)自化糞池的生活污水（以NH-N 為主）灌溉稻田可降低田面水TN 濃度；da Fonseca 等[13]的研究表明，污水灌溉還增加了土壤氮素含量，從而減少農(nóng)田氮素的地表徑流損失風(fēng)險(xiǎn)。徐珊珊等[14]研究表明，秸稈還田可提高田面水NH-N濃度，而耦合化糞池污水灌溉可降低田面水NH-N 濃度，減少稻田氨揮發(fā)28%。達(dá)標(biāo)排放的生活污水尾水中所含氮源主要為NO-N。生活污水尾水灌溉對(duì)秸稈還田稻田氨揮發(fā)是否有同樣的減排效果，目前還不清楚。本文通過盆栽模擬實(shí)驗(yàn)，考察生活污水尾水灌溉對(duì)稻田氨揮發(fā)排放的影響，以期為生活污水尾水的稻田合理利用提供參考。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)概況

水稻盆栽實(shí)驗(yàn)于2018—2019 年在江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院實(shí)驗(yàn)大棚中進(jìn)行。供試水稻品種為南粳46 號(hào)。供試土壤為典型的水稻土，取自于宜興的稻田，基本理化性質(zhì)為：總氮1.72 g·kg-1、總磷0.54 g·kg-1、有效磷23.09 mg·kg-1、速效鉀159.28 mg·kg-1、有機(jī)質(zhì)29.2 g·kg-1、pH 5.90。盆缽直徑30 cm，高50 cm，裝入35 kg 的水稻土，每盆栽種3 穴，每穴3 株。生活污水尾水取自南京某污水處理廠出水口，該污水處理廠主要采用A2/O 處理工藝，尾水基本理化性質(zhì)為：總氮9.12 mg·L-1、銨態(tài)氮1.28 mg·L-1、硝態(tài)氮6.49 mg·L-1、總磷0.03 mg·L-1、pH 9.85。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置6個(gè)處理：秸稈不還田+清水灌溉+不施氮肥處理（TN0），秸稈不還田+清水灌溉+施氮肥處理（TN1），秸稈還田+清水灌溉+不施氮肥處理（STN0），秸稈還田+清水灌溉+施氮肥處理（STN1），秸稈還田+生活污水尾水灌溉+不施氮肥處理（SWN0），秸稈還田+生活污水尾水灌溉+施氮肥處理（SWN1）。每個(gè)處理設(shè)3次重復(fù)。

除不施氮肥處理外，其他處理保證稻季總氮投入一致，為240 kg N·hm-2。氮肥所用肥料為尿素，清水灌溉處理按照基肥∶蘗肥∶穗肥=3∶3∶4 的比例分別施入。生活污水尾水灌溉處理基肥氮施加量與清水灌溉處理一致，蘗肥和穗肥的實(shí)際尿素施用量需扣除尾水灌溉帶入的氮量。每次灌溉之前測(cè)定尾水中氮濃度，根據(jù)灌溉用量計(jì)算生活污水灌溉帶入的氮，據(jù)此確定追肥時(shí)尿素的具體用量。各處理氮素具體帶入情況見表1。所有處理磷鉀肥用量一致，按P2O565 kg·hm-2、K2O 100 kg·hm-2作底肥一次性施入，磷肥所用肥料為過磷酸鈣，施加量為每盆3.28 g，鉀肥所用肥料為氯化鉀，施加量為每盆1.12 g。秸稈還田量按小麥產(chǎn)量6 000 kg·hm-2，收獲指數(shù)0.35 計(jì)算，還田量約9 450 kg·hm-2。經(jīng)折算，每盆還田秸稈66.76 g，秸稈粉碎后拌入土壤。水分管理為蘗肥期結(jié)束后（水稻分蘗期與拔節(jié)期之間）進(jìn)行曬田，其余時(shí)間均保持2～5 cm水層的淹水狀態(tài)。

表1 各處理氮素帶入情況（kg·hm-2）Table 1 Nitrogen application of each treatment（kg·hm-2）

1.3 樣品采集與測(cè)定

1.3.1 氨揮發(fā)測(cè)定

氨揮發(fā)采用密閉式間隔通氣法-硼酸吸收法收集測(cè)定。每次施肥后7 d內(nèi)連續(xù)每日測(cè)定。氨揮發(fā)每日的采集時(shí)間為8：00—10：00 和13：00—15：00 兩個(gè)時(shí)段共4 h，通過0.01 mol·L-1H2SO4滴定硼酸得到氨揮發(fā)日排放通量，氨揮發(fā)累積排放量為氨揮發(fā)日排放量之和。

田面水水樣分別在施肥后一周內(nèi)，每日下午17：00—18：00 用50 mL 塑料瓶采取稻田田面水并過濾，用荷蘭SKALAR SAN++SYSTEM 測(cè)試水樣NH-N 和NO-N。田面水pH使用pH3310SET2（德國(guó)）原位測(cè)定。1.3.3 植株及土壤樣品的測(cè)定

水稻于成熟后收割地上部分，將水稻籽粒與莖稈分開，烘干至恒質(zhì)量后測(cè)定產(chǎn)量。測(cè)產(chǎn)后粉碎水稻籽粒和秸稈，用凱式定氮法測(cè)定植株總氮含量[15]。于水稻蘗肥期結(jié)束后采用三點(diǎn)取樣法收集0～20 cm 盆栽土壤樣品，樣品采集后直接用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測(cè)定土壤脲酶活性[16]。

1.4 數(shù)據(jù)分析與處理

使用Excel 2007 和SPSS 17.0 軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和處理。采用Excel 2007 進(jìn)行圖表繪制。采用Duncan法進(jìn)行差異性比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 田面水NH-N和NO-N動(dòng)態(tài)變化

圖1 不同處理田面水NH-N動(dòng)態(tài)變化Figure 1 Dynamics of NH-N concentrations in floodwater under different treatments

表2 不同處理下不同肥期田面水NH-N平均濃度（mg·L-1）Table 2 Average NH-N concentration in floodwater in different fertilizer stage of different treatments（mg·L-1）

表2 不同處理下不同肥期田面水NH-N平均濃度（mg·L-1）Table 2 Average NH-N concentration in floodwater in different fertilizer stage of different treatments（mg·L-1）

注：同列不同小寫字母表示處理間差異顯著（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.

處理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蘗肥期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A(chǔ)verage 0.88±0.01b 0.87±0.00b 0.77±0.00b 11.50±0.44a 11.69±0.43a 11.67±0.08a

圖2 不同處理田面水NO-N濃度動(dòng)態(tài)變化Figure 2 Dynamics of NO-N concentrations in floodwater under different treatments

表3 不同處理下不同肥期田面水NO-N平均濃度（mg·L-1）Table 3 Average NO-N concentration in floodwater in different fertilizer stage of different treatments（mg·L-1）

表3 不同處理下不同肥期田面水NO-N平均濃度（mg·L-1）Table 3 Average NO-N concentration in floodwater in different fertilizer stage of different treatments（mg·L-1）

處理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蘗肥期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A(chǔ)verage 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

各處理田面水pH 動(dòng)態(tài)變化情況見圖3，田面水pH 隨水稻移栽時(shí)間呈先升高后降低的趨勢(shì)。施氮肥可提高清水灌溉處理田面水pH，TN1 和STN1 處理整個(gè)肥期的田面水pH 分別比TN0 和STN0 處理高0.13和0.14，達(dá)到顯著水平。但施加氮肥對(duì)生活污水尾水灌溉處理影響并不顯著。無(wú)論是否施加氮肥，生活污水尾水灌溉處理田面水pH 在水稻移栽后7 d內(nèi)（基肥期）均顯著高于秸稈還田清水灌溉處理（表4）。

圖3 不同處理田面水pH動(dòng)態(tài)變化Figure 3 Dynamics of floodwater pH under different treatments

2.3 氨揮發(fā)排放通量

各處理氨揮發(fā)排放通量動(dòng)態(tài)變化狀況見圖4。無(wú)論秸稈是否還田，施加氮肥均使各處理氨揮發(fā)排放通量顯著提高。蘗肥期各處理氨揮發(fā)排放通量最高。TN0處理氨揮發(fā)排放通量在施基肥后1 d達(dá)到最高峰值，而STN0和SWN0處理分別在施基肥后2 d和3 d達(dá)到排放最高峰值。與TN0處理相比，STN0處理降低了稻田氨揮發(fā)排放通量，TN0和STN0處理氨揮發(fā)日排放通量均值分別為1.04 kg N·hm-2·d-1和0.89 kg N·hm-2·d-1。與STN0處理相比，SWN0處理氨揮發(fā)日排放均值降低了19%，為0.72 kg N·hm-2·d-1。施氮肥下各處理均在施肥后第3 d 達(dá)到峰值，隨后逐漸降低。TN1、STN1 和SWN1 處理氨揮發(fā)日排放均值分別為3.78、3.45、3.94 kg N·hm-2·d-1，與TN1 處理相比，STN1 處理使氨揮發(fā)日排放均值降低了9%，而SWN1處理氨揮發(fā)日排放均值比STN0處理增加了14%。

表4 不同處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

圖4 不同處理氨揮發(fā)排放通量Figure 4 Dynamics of NH3volatilization fluxes under different treatments

與基肥期相比，蘗肥期不施氮肥處理的氨揮發(fā)排放通量一直保持在較低水平。TN0、STN0、SWN0 處理的氨揮發(fā)日排放均值分別為0.38、0.36、0.22 kg N·hm-2·d-1，SWN0 處理比STN0 處理降低了39%。與不施氮處理相比，蘗肥施加后顯著提高了各處理氨揮發(fā)排放通量，并在蘗肥后第1 d達(dá)到峰值，其中SWN1處理最高，為24.53 kg N·hm-2·d-1，比STN1（8.46 kg N·hm-2·d-1）和TN1 處理（18.26 kg N·hm-2·d-1）分別提高了190%和34%。SWN1 處理氨揮發(fā)排放通量在施蘗肥2 d后迅速降低，隨后均低于STN1和TN1處理。

水稻在穗肥期的氨揮發(fā)排放通量較基肥和蘗肥期有所降低。不施氮肥處理下，TN0、STN0 和SWN0處理的氨揮發(fā)排放通量日均值分別為0.30、0.58、0.25 kg N·hm-2·d-1，與TN0 處理相比，STN0 處理使氨揮發(fā)日排放均值增加了93%，而SWN0 處理則比STN0 處理的氨揮發(fā)日排放均值降低57%。施氮肥處理下，SWN1 處理氨揮發(fā)排放通量于施穗肥第1 d 達(dá)到排放峰值，TN1和STN1處理均在施肥2 d后達(dá)到排放峰值，然后逐漸降低。施氮下各處理氨揮發(fā)日排放通量均值以SWN1 處理最高（2.29 kg N·hm-2·d-1），其次是TN1 處理（2.26 kg N·hm-2·d-1），而STN1 處理最低（1.77 kg N·hm-2·d-1）。

2.4 氨揮發(fā)累積排放量

各處理氨揮發(fā)累積排放量見表5。施加氮肥顯著提高了水稻整個(gè)肥期氨揮發(fā)累積排放量，TN1處理較TN0 處 理 提 高 了6.15 倍，STN1 和SWN1 處 理 較STN0 和SWN0 處理分別提高了3.92 倍（清水灌溉）和8.70倍（生活污水尾水灌溉）。不施氮肥下，無(wú)論清水還是尾水灌溉，秸稈是否還田，對(duì)氨揮發(fā)累積排放量均無(wú)顯著影響。與STN1 處理相比，SWN1 處理在基肥期、蘗肥期和穗肥期均增加了氨揮發(fā)累積排放量，其中蘗肥期達(dá)到顯著水平，整個(gè)生育期內(nèi)的總排放量也顯著增加了28.6%。

表5 不同處理對(duì)氨揮發(fā)累積排放量的影響（kg·hm-2）Table 5 Cumulative NH3 emission in different periods of paddy season（kg·hm-2）

2.5 水稻產(chǎn)量、氮吸收以及單位產(chǎn)量氨揮發(fā)排放量

同等氮肥施加條件下，秸稈還田使水稻產(chǎn)量顯著降低了15%。無(wú)論是否施加氮肥，與清水灌溉處理相比，生活污水尾水灌溉均使水稻產(chǎn)量顯著提高，SWN0處理和SWN1處理分別比STN0和STN1處理顯著提高了94%和34%（P＜0.05）。

基于水稻產(chǎn)量和氨揮發(fā)累積排放量，計(jì)算單位產(chǎn)量氨揮發(fā)排放量，發(fā)現(xiàn)所有施氮處理單位產(chǎn)量氨揮發(fā)排放量均顯著高于不施氮肥處理。與STN0 處理相比，SWN0 處理使單位產(chǎn)量氨揮發(fā)排放顯著降低了72%，與STN1 處理相比，SWN1 處理雖使單位產(chǎn)量氨揮發(fā)累積排放降低了5%，但差異未達(dá)顯著水平。

由圖5 可以看出，與TN0 處理相比，STN0 處理顯著提高了水稻秸稈吸氮量，但顯著降低了水稻籽粒吸氮量；施加氮肥后，秸稈是否還田對(duì)清水灌溉處理無(wú)顯著影響。與秸稈還田清水灌溉處理相比，無(wú)論是否施加氮肥，生活污水尾水灌溉處理均顯著提高了籽粒吸氮量和植株吸氮量，植株吸氮量的增幅高達(dá)30%（SWN1）和90%（SWN0）。

2.6 土壤脲酶活性

如圖6 所示，與TN1 處理相比，STN1 處理顯著降低了土壤脲酶活性。與秸稈還田清水灌溉處理相比，無(wú)論是否施加氮肥，生活污水尾水灌溉均顯著提高了稻田土壤脲酶活性。

3 討論

氨揮發(fā)過程是NH+4-N 在水-氣界面多種反應(yīng)共同參與的復(fù)雜動(dòng)力學(xué)過程[17]，NH+4-N 是氨揮發(fā)作用的重要驅(qū)動(dòng)因子，其濃度直接決定氨揮發(fā)潛能。由圖7可知，氨揮發(fā)排放通量的動(dòng)態(tài)變化特征與田面水pH和NH+

4-N 濃度變化趨勢(shì)基本一致，通過Parson 相關(guān)性分析可得，氨揮發(fā)排放通量與田面水NH+4-N 和田面水pH 呈極顯著正相關(guān)（r=0.823**和r=0.381**，P＜0.01），尤其是與田面水NH-N 濃度，相關(guān)系數(shù)高達(dá)0.823（P＜0.01），這和前人研究結(jié)果一致[16]。與正常灌溉相比，麥稈還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，而稻田氨揮發(fā)的最終表現(xiàn)為排放量增加，說明pH 對(duì)氨揮發(fā)的影響要高于田面水NH+4-N濃度。

圖5 不同處理對(duì)植株吸氮量的影響Figure 5 Effects of different treatments on nitrogen uptake of plants

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

本研究發(fā)現(xiàn)，正常灌溉施氮情況下，秸稈還田較秸稈不還田處理顯著降低了氨揮發(fā)排放總量，其主要表現(xiàn)為蘗肥期氨揮發(fā)排放量顯著降低，與張剛等[6]的研究結(jié)果相反，這可能與秸稈還田量、氮肥運(yùn)籌等有關(guān)。秸稈還田后土壤碳氮比的升高[18]，導(dǎo)致土壤氮源被固定[19]，土壤脲酶活性有所降低（圖6）[20]，從而抑制尿素的水解，減少氮肥的氣態(tài)損失。如李宗新等[21]的研究表明，秸稈還田量為7 500 kg·hm-2時(shí)，等量氮肥施入下，秸稈還田可減緩氨揮發(fā)速率；而本試驗(yàn)中秸稈還田量折算后為9 445 kg·hm-2，遠(yuǎn)高于張剛等[6]研究中的5 000 kg·hm-2。此外，水稻分蘗期苗小，植株根系尚不發(fā)達(dá)，對(duì)氮素的吸收固定作用較弱，且植株生長(zhǎng)稀疏，有利于空氣流動(dòng)，因此稻田氨揮發(fā)排放主要集中在水稻分蘗期[22]。鄔剛等[23]的研究表明，在保證施氮量一致的前提下，降低20%基肥比例可顯著減少基肥期氨揮發(fā)累積排放量，與張剛等[6]研究中的基肥運(yùn)籌（40%）相比，本試驗(yàn)中基肥占比為30%，這也是本研究中秸稈還田使水稻分蘗期氨揮發(fā)排放顯著降低的原因之一（表5）。

圖7 氨揮發(fā)排放通量與田面水NH-N濃度和田面水pH相關(guān)性分析Figure 7 Correlation analysis of ammonia volatilization flux with NH-N concentration and pH of floodwater

目前關(guān)于氨揮發(fā)累積排放的報(bào)道多為單位面積氨揮發(fā)排放量[24-25]，但對(duì)于以產(chǎn)量為首要目標(biāo)的農(nóng)業(yè)實(shí)際生產(chǎn)而言，考察單位產(chǎn)量下的氨揮發(fā)排放更具現(xiàn)實(shí)意義[26]。研究發(fā)現(xiàn)，與清水灌溉相比，用富含NO-3-N的生活污水尾水灌溉秸稈還田稻田，在不施氮肥時(shí)顯著減少了氨揮發(fā)排放，而配施氮肥時(shí)卻增加了稻田氨揮發(fā)（表5），這可能與田面水中的銨硝轉(zhuǎn)化有關(guān)。秸稈還田不施氮肥時(shí)，富含NO-N的生活污水尾水灌溉提供了一部分NO-N氮源，而秸稈對(duì)低濃度NO-N有很強(qiáng)的吸附去除效率[27]，可加速反硝化進(jìn)程，使NO-N轉(zhuǎn)化為NH-N；而水稻為喜銨作物，轉(zhuǎn)化而來(lái)的NH-N迅速被水稻吸收，因此，田面水中NH-N 濃度表現(xiàn)為降低趨勢(shì)（圖1），水稻氮吸收卻顯著增加（圖5），最終的產(chǎn)量也顯著高于正常灌溉處理（表6），單位產(chǎn)量的氨揮發(fā)顯著低于正常灌溉處理（表6）。而秸稈還田配施氮肥情況下生活污水尾水灌溉處理在基肥施用的尿素用量與正常灌溉處理一致，但由于自身帶入了約6 kg·hm-2的氮源，NO-N源加入的刺激加速了秸稈碳的釋放，充足的碳源提高了土壤反硝化微生物的活性[27-28]，與秸稈還田清水灌溉處理相比，顯著提高了田面水NO-N濃度。此外，生活污水尾水處理下土壤脲酶活性顯著提高（圖6）[29]，脲酶促進(jìn)了尿素的水解過程[30]，使氨揮發(fā)排放增加。與秸稈不還田處理相比，生活污水尾水灌溉耦合秸稈還田在基肥期顯著降低了田面水NH-N濃度和NO-N濃度，因此生活污水尾水灌溉雖提高了田面水pH（圖3），但生活污水尾水耦合秸稈還田處理氨揮發(fā)排放并未顯著增加，且因其顯著增加了水稻產(chǎn)量，單位產(chǎn)量下氨揮發(fā)排放低于清水灌溉處理（表6）。蘇芳等[31]的研究表明，施氮量相同的情況下，與尿素相比，施加硝酸銨化肥可降低氨揮發(fā)排放25.45%，因此與單施NH-N 肥相比，加入NO-N 肥可顯著提高植株吸氮量，減少氨揮發(fā)損失。

表6 不同處理水稻產(chǎn)量及水稻單位產(chǎn)量的氨揮發(fā)損失量Table 6 Rice yield and yield-scale NH3 volatilization losses

作為人口眾多的缺水國(guó)家，我國(guó)目前已建成污水處理廠4 000 余座，每日可處理污水1.7×109m3[32]，廢水達(dá)標(biāo)排放率在90%以上[33]，而二次水的循環(huán)利用率卻僅有30%左右[34]。因此生活污水尾水資源化，提高污水回收利用率，對(duì)解決水資源短缺現(xiàn)狀具有重要意義。而本研究結(jié)果顯示尾水灌溉可以替代部分化肥并顯著增加水稻產(chǎn)量，降低單位產(chǎn)量氨揮發(fā)排放量，無(wú)論對(duì)于水稻生產(chǎn)還是環(huán)境保護(hù)均有積極作用。但本研究是在土柱試驗(yàn)條件下得出的結(jié)果，還需要在大田進(jìn)一步驗(yàn)證。

4 結(jié)論

（1）生活污水尾水灌溉秸稈還田稻田顯著增加了水稻產(chǎn)量和吸氮量。

（2）生活污水灌溉秸稈還田稻田顯著增加了田面水NO3--N 濃度和田面水pH；與秸稈還田清水灌溉處理相比，生活污水尾水灌溉在不施氮肥時(shí)顯著降低了稻季氨揮發(fā)累積排放量，在施氮肥時(shí)（同等氮投入，包括尾水代入的氮），生活污水尾水灌溉則顯著提高了稻季氨揮發(fā)累積排放量，但單位產(chǎn)量氨揮發(fā)排放量有所降低。