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)國家重點實驗室，武漢 430072；2.中水珠江規(guī)劃勘測設(shè)計有限公司，廣州 510610；3.中國水利水電科學(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/磷營養(yǎng)物質(zhì)豐富等諸多優(yōu)點，在世界上很多國家得到了廣泛應(yīng)用[1,2]，對緩解農(nóng)業(yè)水資源緊缺發(fā)揮了重要作用。但長期不合理的污水灌溉也會造成污水中富集的氮素經(jīng)運移進入地下水和地表水，增加地下水和地表水污染風(fēng)險。土壤水分運動受降雨/灌溉入滲、土壤蒸發(fā)、作物蒸騰等多因素影響，為復(fù)雜的非線性問題[3]。而氮素轉(zhuǎn)化過程則更為復(fù)雜，一方面受到土壤水分運動的影響，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)過程，影響因素眾多。因此精確衡量氮素各遷移轉(zhuǎn)化過程十分困難，而數(shù)值模擬則是一種十分有效的研究工具[4-8]。

經(jīng)過幾十年的發(fā)展，國內(nèi)外關(guān)于土壤氮素轉(zhuǎn)化和運移的數(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尺度或田間尺度水氮動態(tài)過程，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等因素對氮素轉(zhuǎn)化過程的影響。但對有機碳含量的影響關(guān)注則較少。研究表明，有機碳含量對土壤中有機氮與無機氮之間的礦化/固持、無機氮的硝化、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碳輸入情況下，土壤本底有機碳分布將發(fā)生改變，需要明確不同有機碳分布對氮素轉(zhuǎn)化過程的影響,有必要對有機碳影響下的氮素遷移轉(zhuǎn)化數(shù)值模型進行改進。本文基于田間尺度土壤水分運動和氮素遷移轉(zhuǎn)化數(shù)值模型NPTTM，考慮外源輸入性有機碳在土壤剖面的分布，增加有機碳對氮素反應(yīng)過程的影響函數(shù)，對模型氮素轉(zhuǎn)化過程影響因素進行改進，并將該改進的模型應(yīng)用于含有機碳的再生水灌溉實驗土壤水氮動態(tài)模擬。本文進一步采用該驗證算例進行數(shù)值實驗，分析了四種有機碳分布對土壤氮素動態(tài)變化過程的影響。

2 模型原理

2.1 水流運動模型

本文模型的水流運動過程采用Richards方程進行描述。

(1)

式中：θ為土壤體積含水率，[L3L-3]；h為土壤水分負壓，[L]；S為根系吸水項或其他源匯項，[T-1]；xi為空間坐標；t是時間,[T]；KAij為各向異性無量綱張量的分量；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為相對非飽和水力傳導(dǎo)度。

本文采用van Genuchten方程的改進模型來表示土壤體積含水率θ與土壤負壓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壓關(guān)系曲線上兩個假定值，且置θa=θr，而α和n都是經(jīng)驗常數(shù)。

2.2 氮素轉(zhuǎn)化模型

模型中的氮素主要分為有機氮和無機氮。其中，有機氮根據(jù)有機物分解速率的不同，又分為快速反應(yīng)有機氮(有機物、新鮮綠肥或者作物殘枝落葉中的氮素)和慢速反應(yīng)有機氮(腐殖質(zhì)中的氮素)；無機形態(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)中間的過渡態(tài)，模型中不單獨考慮。本文模型考慮的土壤氮素形態(tài)及其主要轉(zhuǎn)化過程如圖1所示，主要氮素轉(zhuǎn)化過程包括有機氮向無機氮(銨態(tài)氮)的轉(zhuǎn)化，無機氮向有機氮的固持，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)化過程

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

有機氮轉(zhuǎn)化的動力學(xué)表達式如下：

(5)

(6)

式中：CC,l為快速反應(yīng)有機物中碳的含量,[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分解速率的影響函數(shù)；CN,l為土壤快速反應(yīng)有機物中氮素的含量,[ML-3]；rl是土壤中快速反應(yīng)有機物中的碳氮比；CN為土壤中無機氮的含量,[ML-3]；fe為綜合效率因子(快速反應(yīng)有機物的分解過程中轉(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)有機物中的碳氮比。

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

(2)改進的反硝化反應(yīng)速率。反硝化過程是指土壤中的硝態(tài)氮因為反硝化反應(yīng)而變成氣體進入大氣的過程，主要受氧氣、水分、有機碳含量等因素的影響。本文模擬采用一階動力反應(yīng)方程，同時加入了有機碳的影響函數(shù)，改進后的反硝化反應(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是土壤對溶質(zhì)的吸附系數(shù),[M-1L3]；fC,l為有機碳影響函數(shù)；fθ、fT分別為含水量和溫度對反硝化速率的影響函數(shù)[8]。

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

fC,l=kC,lCC,l

(8)

式中：KC,l為有機碳影響函數(shù)系數(shù),[M-1L3]。

2.3 氮素運移模型

因土壤對銨態(tài)氮的吸附作用較強，銨態(tài)氮的運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)驗公式計算土壤剖面各深度的溫度隨時間的變化：

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為計算點埋深,[L]；Dm為衰減深度,[L]；ω為溫度波的頻率,[T-1]；t為計算時間,[T]；φ為相位移。

3 含有機碳污水灌溉土壤水氮動態(tài)過程數(shù)值模擬

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

圖2 試驗裝置示意圖

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

圖4 溫度擬合結(jié)果

通過對比累計排水量得到土壤水分運動參數(shù)，通過土壤剖面硝態(tài)氮和銨態(tài)氮濃度對比得到氮素遷移轉(zhuǎn)化參數(shù)。

(1)累計排水量擬合。圖5為模擬時段累計排水量模擬值與實測值對比，由圖5中可知，土柱底部排水累計量實測值和模型模擬值吻合程度較高，可認為模擬的水流過程與實際相符。此時采用的土壤水分運動參數(shù)為：θs=0.42，α=4.4 m-1，n=1.23，Ks= 1.3 m/d，θr=0.02。

圖5 計算過程中累計排水量模擬值與實測值對比

(2)銨態(tài)氮、硝態(tài)氮各觀測時間剖面上的濃度分布。圖6和圖7分別表示不同觀測時刻，土壤剖面銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度模擬值與實測值對比結(jié)果。從圖中可以看出，各觀測時間銨態(tài)氮模擬值與實測值吻合較好；硝態(tài)氮模擬值在表層10 cm位置與實測值偏離較大，源于表層的硝化作用較為強烈，導(dǎo)致模型模擬值偏大，硝態(tài)氮模擬值在40cm以下位置與觀測值一致性較強。此時采用的土壤氮素運移參數(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)有機物集合體速率常數(shù)Kl=0.004 5 d-1，一階慢速反應(yīng)有機物集合體速率常數(shù)Kh=0.000 06 d-1，慢速反應(yīng)有機物的碳氮比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 各觀測時間土壤剖面銨態(tài)氮濃度分布模擬值與實測值對比

圖7 各觀測時間土壤剖面硝態(tài)氮濃度分布模擬值與實測值對比

(3)不同深度處銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度與實測值隨時間變化對比結(jié)果。圖8為10、40和70 cm深處銨態(tài)氮濃度模擬值與實測值對比。從圖8中可以看出，不同深度銨態(tài)氮濃度隨時間變化趨勢與試驗值基本一致。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，這主要是因為這三次的灌水量較大，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，對土壤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，與灌溉過程一致。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)較大不易移動有關(guān)，而銨態(tài)氮試驗值波動較大，這可能是由于銨態(tài)氮本身較易被氧化，而反應(yīng)過程同時受到多種因素的影響。

圖9為模擬時段10、40和70 cm深處硝態(tài)氮濃度模擬值與實測值對比。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，同時銨態(tài)氮的硝化作用較強。40 cm埋深以下硝態(tài)氮模擬值與實測值吻合較好。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碳對反硝化過程的影響，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碳濃度影響較大，而由于灌溉污水中有機碳的輸入，土壤中的有機碳濃度總體表現(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，有機碳一般分布在淺層土壤中，深層土壤有機碳分布較少，因此僅在10和40 cm深度處出現(xiàn)了這種趨勢，而在70 cm深度處，沒有此變化趨勢。

圖8 埋深為10、40和70 cm處銨態(tài)氮濃度模擬值與實測值隨時間變化對比

圖9 埋深為10、40和70 cm處硝態(tài)氮濃度模擬值與實測值隨時間變化對比

總體來說，本文模型模擬的硝態(tài)氮和銨態(tài)氮濃度與實測值吻合程度較高，能反應(yīng)土壤氮素的動態(tài)變化過程。

(4)平衡分析。圖10(a)為模擬過程中硝態(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硝態(tài)氮含量影響最大。模擬結(jié)束時，土柱中硝態(tài)氮含量比初始時有所增加，整個模擬過程中，硝態(tài)氮的絕對誤差為292.74 mg，相對誤差為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氮的礦化是銨態(tài)氮的主要來源，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，銨態(tài)氮比初始時含量略有增加，整個模擬過程中，銨態(tài)氮的絕對誤差為7.27 mg，相對誤差為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 不同外源性有機碳分布對氮素轉(zhuǎn)化過程的影響數(shù)值實驗

本文采用改進后的NPTTM模型對再生水灌溉土柱試驗中的氮素遷移轉(zhuǎn)化過程進行了模擬，驗證了模型的適用性。為了進一步探究有機碳分布對氮素過程的具體影響，本文在保證所有土壤參數(shù)、溶質(zhì)運移參數(shù)與各氮素轉(zhuǎn)化參數(shù)不變的前提下，計算有機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，不同的分配方式會對計算結(jié)果產(chǎn)生影響。本文設(shè)置了4組有機物沿土壤深度分配形式，類型A為模擬采用的有機碳分配，主要是考慮一般情況下，灌水中有機物集中在土壤表層，所以人為加大表層有機碳的權(quán)重；類型B為按深度均勻分配；類型C為按深度指數(shù)衰減分配；類型D在表層50 cm以內(nèi)有機碳分配量按深度線性減小，50 cm以下沒有機碳的補充。具體分配方式見圖11。

圖11 4種有機碳沿深度分配圖

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

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

圖12和圖13列出了不同有機碳分布影響下不同深度處銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度模擬值與實測值對比。類型A、類型B、類型C、類型D表層40 cm內(nèi)有機碳含量占整個剖面有機碳含量的百分比分別為85.95%、36.36%、72.66%、96%。4種不同有機碳分布所對應(yīng)的土壤10、40、70 cm深度最后一次灌水前(145 d)銨態(tài)氮濃度絕對最大變幅分別為0.131、0.01、0.048 mg/L，硝態(tài)氮濃度絕對最大變幅分別為20.6、6.4、2.13 mg/L。結(jié)果表明：不同的有機碳分布對土壤銨態(tài)氮的影響較小，但對硝態(tài)氮的影響較大。除類型B外，其余不同類型有機碳分布中，有機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)氮濃度變化受有機碳分布影響都較下層更為顯著。表層40 cm內(nèi)有機碳含量占整個剖面有機碳含量的百分比從36.36%(類型B)變化到96%(類型D)時，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。從趨勢上來說，土壤中較高的有機碳集中會增加相應(yīng)位置有機氮的礦化量從而造成銨態(tài)氮濃度的增加。對于硝態(tài)氮而言，有機碳隨深度平均分配還是衰減型分配對結(jié)果影響很大。類型B為隨深度平均分配，表層有機碳濃度較小，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碳濃度偏高，導(dǎo)致反硝化作用較強，硝態(tài)氮濃度偏低。有類似的研究也發(fā)現(xiàn)在人工濕地中添加簡單的有機物(如葡萄糖)或者以軋棉工業(yè)的廢棄棉花作為有機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，有機碳的分布對土壤氮素轉(zhuǎn)化過程影響較大，因而得到合理的有機碳輸入模式，對污水灌溉條件下土壤氮素動態(tài)變化過程的分析十分重要。

5 結(jié) 語

本文在土壤水分和氮素運移轉(zhuǎn)化模型NPTTM基礎(chǔ)上，考慮不同外源性有機碳分配方式，并耦合加入有機碳對反硝化的影響函數(shù)，對模型進行改進。該改進模型能很好地對含外源性有機碳的再生水灌溉條件下土壤水氮動態(tài)過程進行模擬，反應(yīng)土壤氮素的運移規(guī)律。用驗證后的模型計算4種不同有機碳隨深度分配情況，結(jié)果表明：不同的有機碳分布對土壤銨態(tài)氮的影響較小，但對硝態(tài)氮的影響較大。表層40 cm內(nèi)有機碳含量占整個剖面有機碳含量的百分比從36.36%(類型B)變化到96%(類型D)時，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，采用合理有機碳輸入模式，對污水灌溉條件下土壤氮素動態(tài)變化過程的模擬分析十分重要。

□

[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)化運移的數(shù)值模擬分析 [J].水利學(xué)報, 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, 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. 水溶性有機質(zhì)對土壤硝化作用過程的影響 [J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報, 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, 何紅波, 章建新,等. 不同用量葡萄糖對土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響 [J]. 土壤通報, 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, 伍靖偉, 等. 再生水灌溉條件下氮磷運移轉(zhuǎn)化實驗與數(shù)值模擬 [J]. 地球科學(xué)(中國地質(zhì)大學(xué)學(xué)報), 2008,(2):266-272.

[17] 程先軍, 許 迪. 碳含量對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, 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.