羅笠　王宏青　肖紅偉

摘要概括了尿素濃度分析方法和尿素氮同位素分析技術(shù)的發(fā)展，總結(jié)了湖泊水體尿素濃度的歷史變化特征，解析了湖泊外源尿素的主要來源和湖泊內(nèi)源尿素的主要釋放機(jī)制，探討了氮同位素示蹤和尿素氮同位素在湖泊水體尿素源匯示蹤研究中應(yīng)用的可能性。

關(guān)鍵詞湖泊；尿素；源匯；氮同位素

中圖分類號(hào)S181.3文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼

A文章編號(hào)0517-6611（2017）36-0044-06

AbstractThe developing of analyzing method of urea concentration and nitrogen isotope of urea was reviewed，the history varied characteristics of urea concentration was summarized，the main sources of urea in lake and the main release mechanism of endogenous urea in lake was analyzed，the possibility of the application of nitrogen isotopic tracing and urea nitrogen isotope in lake water source problems in urea was explored.

Key wordsLake； Urea；Source and sink； Nitrogen isotope

尿素[CO（NH2）2]又名碳酰二胺，是氮含量最高的氮肥（氮量約為46.7%），因此被廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。 據(jù)估算，全球尿素氮肥的使用量將占全球氮肥使用總量的70%[1]。 我國是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)大國，對(duì)尿素的需求量極大。 2008年我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)使用的所有形式氮肥總量約3 300萬t[2]；2014年我國農(nóng)業(yè)尿素氮肥的使用量高達(dá)4 500萬t[3]，比2008年全年氮肥的使用量還要高。 顯然，我國已成為農(nóng)業(yè)尿素使用量最大的國家。

尿素并不是嚴(yán)格定義的溶解有機(jī)氮，由于其含有生源元素碳氮等，并且在天然水體中來源于生物的排泄或有機(jī)質(zhì)的降解，因此將把尿素劃歸為溶解有機(jī)氮[4]。 尿素含有2個(gè)還原態(tài)的可用于合成氨基酸的含氮基團(tuán)（-NH2）和1個(gè)可用于光合作用的含碳基團(tuán)（-C=O），因此，水環(huán)境中的尿素不僅能被各類浮游植物和微生物吸收和利用，還能被脲酶水解生成銨鹽。 尿素在湖泊水體中的濃度通常低于溶解無機(jī)氮[1]，但是尿素在湖泊水體中提供的生物可利用氮的比例高達(dá)10%～50%[5]。 尿素已被證實(shí)對(duì)湖泊水體[5-6]和海洋近岸水體[7-9]的富營養(yǎng)化有重要貢獻(xiàn)。在富含磷的湖泊水體中，尿素可以引起毒性藍(lán)藻的生長，惡化水質(zhì)[10]。 因此，尿素可能是研究水體水質(zhì)安全的重要指標(biāo)。 此外，尿素還可以直接在氨氧化古菌或細(xì)菌細(xì)胞內(nèi)水解并行硝化作用[11-12]，該發(fā)現(xiàn)進(jìn)一步補(bǔ)充了尿素在氮循環(huán)過程中的重要性。

前人研究認(rèn)為，湖泊水體尿素除了外源的輸入外，湖泊水體尿素自身處于再生與消耗的動(dòng)態(tài)平衡過程[5，13]。 湖泊水體尿素周轉(zhuǎn)時(shí)間較快，一般為幾分鐘至幾天[6，14-15]，加上其復(fù)雜的源匯過程[3]，使得定量研究尿素在湖泊水體中的循環(huán)有一定難度。 然而，由于尿素在湖泊水體中獨(dú)特的生物地球化學(xué)特征，已逐漸成為研究湖泊氮循環(huán)的重要中間物[5-6，13]。筆者介紹了尿素濃度和尿素氮同位素的分析方法、湖泊水體尿素濃度歷史變化趨勢(shì)，著重介紹湖泊水體尿素的源匯，最后探討了氮同位素示蹤及其在湖泊水體尿素源匯示蹤研究中應(yīng)用的可能性。

1尿素濃度與尿素氮同位素分析方法

1.1尿素濃度分析方法

尿素濃度的分析方法主要有直接測(cè)定法和脲酶水解法2種[16]。 直接測(cè)定法又分為液相色譜法和鄰苯二甲醛法、二乙酰-肟安替比林分光光度法、二乙酰-肟硫氨脲分光光度法等。 由于液相色譜法對(duì)儀器要求高，鄰苯二甲醛法容易受到胺類物質(zhì)干擾，二乙酰-肟安替比林法在硫酸濃度大于1+1時(shí)顯色緩慢且顯色后溶液遇光褪色，使得這些方法的使用受到限制。 二乙酰-肟硫氨脲分光光度法克服了以上缺點(diǎn)，已被廣泛用于河流、湖泊和海洋水體中尿素濃度的測(cè)定[5-6，10，16]。 二乙酰-肟硫氨脲法的基本原理是二乙酰-肟在酸性條件下發(fā)生水解反應(yīng)生成丁二酮，隨后丁二酮在酸性條件下與尿素化合生成紅色的且對(duì)520 nm光波有最大吸光值的4，5二甲基咪唑-2-酮。 由于上述化學(xué)反應(yīng)在酸性介質(zhì)和加熱條件下進(jìn)行，反應(yīng)試劑濃度、氫離子濃度和反應(yīng)溫度對(duì)顯示反應(yīng)可能有較大影響。 如，硫氨脲可以增加反應(yīng)產(chǎn)物和溶液顯色[17]，鐵離子能降低羥胺的影響和增加吸光度[18]，高溫和氫離子濃度可以增加顯色速度和使顯色穩(wěn)定[19]。 通過對(duì)化學(xué)試劑和反應(yīng)溫度等進(jìn)行條件試驗(yàn)測(cè)試發(fā)現(xiàn)，海水中二乙酰-肟濃度為1 500～2 500 mg/L，硫氨脲濃度為30～70 mg/L，硫酸鐵濃度為2 ～4 mg/L，硫酸濃度在體積比15%～25%，溫度在95 °C時(shí)，反應(yīng)30 min，溶液的吸光值能達(dá)到最優(yōu)[19]。 而對(duì)游泳池水體中尿素濃度測(cè)試發(fā)現(xiàn)，二乙酰-肟濃度為1 500～3 500 mg/L，硫氨脲濃度為500～1 500 mg/L，煮沸反應(yīng)10 min即可顯色完成[20]。 海水和淡水在試劑用量和顯色時(shí)間上的差異可能與水體的鹽度和有機(jī)質(zhì)含量的差異等有關(guān)[16]。

脲酶水解法主要是指尿素被脲酶水解生成銨鹽，然后通過分析銨鹽濃度來計(jì)算尿素濃度。 前人對(duì)脲酶水解法和二乙酰-肟硫氨脲法對(duì)比研究發(fā)現(xiàn)[16]，脲酶水解法易受到溶液pH、溫度和鹽離子濃度的影響，以及水解不完全等缺點(diǎn)，導(dǎo)致測(cè)試結(jié)果不理想。 此外，脲酶還可以催化其他胺類化合物水解成銨鹽和脲酶活性自身的差異等缺點(diǎn)。 因此，根據(jù)前人的對(duì)比研究，認(rèn)為二乙酰-肟硫氨脲法是目前分析水體中尿素濃度最為理想的方法[16，19]。

1.2尿素氮同位素分析方法

目前，關(guān)于天然水體尿素氮同位素的研究尚鮮見報(bào)道，但是實(shí)驗(yàn)室對(duì)15N標(biāo)記的血液中尿素氮同位素和酵母液中尿素氮同位素進(jìn)行了分析測(cè)試[21-25]。 早期尿素氮同位素分析技術(shù)主要是氣相色譜-質(zhì)譜法（GC-IRMS）[21]，但是由于該方法難以精確測(cè)定低富集下尿素氮同位素值微小變化的缺點(diǎn)，被氣相色譜-燃燒-同位素比值質(zhì)譜法（GC-C-IRMS）取代[22]。 GC-C-IRMS具有測(cè)定精度高的優(yōu)點(diǎn)；但是，不同的前處理方法測(cè)定的結(jié)果差異較大，這可能與前處理過程中不同的衍生方法有關(guān)[22，24]。 例如，Metges等[22]利用二甲氨基亞甲基為衍生劑，而張?zhí)鞁傻萚24]等以甲基硅烷化試劑為衍生劑。 這2種方法的共同缺點(diǎn)是衍生過程復(fù)雜、反應(yīng)過程需加熱，并且二甲氨基亞甲基衍生過程還引入外來的氮原子，對(duì)分析精度造成影響。 Kulik等 [23]等利用丙二醛與尿素生成2-羥基嘧啶，隨后2-羥基嘧啶再與重氮甲烷反應(yīng)生成穩(wěn)定性較好的2-甲氧基嘧啶，然后通過GC-C-IRMS法測(cè)定尿素的氮同位素值。 該方法的優(yōu)點(diǎn)是反應(yīng)不需高溫高熱，反應(yīng)時(shí)間較短，生成2-甲氧基嘧啶過程中不引入外來的氮原子。 李國輝等[25]利用該方法，測(cè)試了酵母液中尿素氮同位素，發(fā)現(xiàn)衍生生成的2-甲氧基嘧啶至少可以穩(wěn)定存放5 d。 該方法可為分析天然水體尿素氮同位素提供參考。

2我國地表水尿素濃度概況

我國對(duì)湖泊水體尿素濃度分布及其源匯特征的研究極少，目前只有韓曉霞等[13，26]對(duì)我國太湖和天目湖河沙水庫水體尿素濃度展開過研究。 對(duì)太湖夏季水體研究顯示，太湖水體尿素濃度為11～161 μg /L，且存在明顯的空間分布差異，這種差異主要與太湖流域主要污染源分布有關(guān)[13]。 對(duì)天目湖河沙水庫不同季節(jié)采樣分析發(fā)現(xiàn)，尿素濃度為7～29 μg/L，不僅存在空間分布特征，而且還有明顯的季節(jié)性差異，即在農(nóng)業(yè)施肥期尿素濃度明顯偏高[26]。 對(duì)我國長江大同站水體尿素濃度觀測(cè)也發(fā)現(xiàn)類似的變化規(guī)律，即在農(nóng)業(yè)施肥季節(jié)，長江水體尿素顯著高于其他季節(jié)[27]。 但是對(duì)廣州市城區(qū)和周邊區(qū)域的河涌、河流、人工湖和水庫等水體尿素濃度的觀測(cè)結(jié)果發(fā)現(xiàn)，尿素濃度為6.5～625.7 μg/L，在人口密度高和農(nóng)業(yè)化程度高的地區(qū)，尿素濃度要顯著高于其他研究區(qū)域，認(rèn)為與人為活動(dòng)和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)有關(guān)[28]。 相比而言，對(duì)近岸海水尿素濃度的研究則相對(duì)較多，且不同海域尿素濃度差異也較大，普遍認(rèn)為與近岸海洋水體水產(chǎn)養(yǎng)殖和陸源輸入等有關(guān)[29-32]。

3湖泊水體尿素濃度的時(shí)空變化特征

全球尺度來看，1970s—2010s，全球湖泊水體尿素平均濃度從（4.9±22.5） μg/L增加至（31.0±34.0） μg /L（圖1），增長了近6倍。 這種增長趨勢(shì)與全球氮肥使用量的變化趨勢(shì)一致[1]，說明湖泊水體尿素濃度增加可能與農(nóng)業(yè)使用氮肥有關(guān)。 在天目湖河沙水庫觀測(cè)發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)期水庫尿素濃度明顯升高，韓曉霞等[26]研究認(rèn)為，與該地區(qū)農(nóng)業(yè)施肥有關(guān)。 在長江大通水位站[27]和美國切薩皮克海灣[1]觀測(cè)同樣發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)業(yè)施肥期，這些區(qū)域水體中尿素濃度明顯高于其他季節(jié)，說明農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中的季節(jié)性施肥對(duì)區(qū)域水體中尿素濃度的影響較大。 另外，城市化發(fā)展也可能是導(dǎo)致湖泊水體尿素濃度升高的另一因素[5，13]。 研究還發(fā)現(xiàn)，湖泊水體尿素濃度還存在水平分布和垂直分布的特征。 韓曉霞等[13]研究發(fā)現(xiàn)，在太湖環(huán)湖河道入湖口和靠近工業(yè)發(fā)達(dá)的區(qū)域，尿素濃度高要于其他區(qū)域，認(rèn)為這種水平空間上分布的差異主要由外源尿素輸入引起。 部分研究顯示，隨著湖泊水體深度的增加，尿素濃度逐漸升高，認(rèn)為與水體缺氧或者厭氧[33]、底棲浮游動(dòng)物等排泄[13，34]和湖底沉積物釋放尿素[35]有關(guān)。 但另有研究發(fā)現(xiàn)，部分湖泊在低溶解氧、低溫度和低脲酶活性條件下，尿素濃度并未隨著湖泊水體深度的增加而增加，甚至呈下降趨勢(shì)[33，36]；可能與水體透光度等因素相關(guān)[36]，具體機(jī)理不清楚。

4湖泊水體尿素的源

4.1外源尿素

湖泊水體外源尿素是指通過河流和地表水等途徑流入湖泊的尿素。 湖泊水體外源尿素的主要來源之一是農(nóng)業(yè)氮肥的使用。 僅2014年我國農(nóng)業(yè)尿素的使用量高達(dá)4 500萬t[3]，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中尿素的大量使用，必然導(dǎo)致地表水尿素濃度的升高。 通過對(duì)坡地降雨期間尿素的遷移特征研究發(fā)現(xiàn)，雨后坡地下端地表水尿素濃度顯著升高，成為主要的遷移氮[40]。 Glibert等[1]對(duì)美國切薩皮克灣水體尿素濃度連續(xù)5年的觀測(cè)發(fā)現(xiàn)，在該區(qū)域農(nóng)業(yè)生產(chǎn)期，切薩皮克灣水體尿素濃度通常高達(dá)10 μmol/L，比非農(nóng)業(yè)期間尿素濃度高近50倍。 天目湖河沙水庫上游水體尿素濃度研究發(fā)現(xiàn)，尿素濃度在施肥期比非施肥期要高[26]。 因此，季節(jié)性農(nóng)業(yè)尿素施肥是區(qū)域性湖泊水體尿素濃度季節(jié)性變化的主要因素。

城市生活污水也是湖泊水體尿素的另一個(gè)重要外源。 胡章喜等[28]通過對(duì)廣州不同地區(qū)地表水尿素濃度分析發(fā)現(xiàn)，在人口居住密集的地方，地表水尿素濃度高于周邊區(qū)域人工湖和水庫水體尿素的濃度。 對(duì)北美中部湖泊水體尿素濃度的研究發(fā)現(xiàn)，城市生活污水對(duì)湖泊水體尿素濃度的貢獻(xiàn)比農(nóng)業(yè)源高2倍多，認(rèn)為城市生活污水對(duì)當(dāng)?shù)睾此w尿素有重要貢獻(xiàn)[5]。 該研究同時(shí)還發(fā)現(xiàn)，冬季城市生活污水貢獻(xiàn)的尿素比夏季要高出3～10倍，認(rèn)為與冬季氣溫低，生物活性減弱有關(guān)。對(duì)太湖環(huán)湖水體尿素濃度的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，城市化程度高的太湖西北部尿素濃度要高于太湖東南部，認(rèn)為城市是該湖區(qū)水體尿素的來源[13]。 以上研究都說明城市污水排放是湖泊水體尿素的源。 此外，Borgard等[5]研究發(fā)現(xiàn)，不同城市生活污水處理技術(shù)對(duì)污水中尿素濃度的影響不大，可能與城市污水中高濃度的嘌呤化合物被微生物分解釋放有關(guān)。 尿素和嘌呤是人體氮素排泄的主要含氮化合物[41-42]，人口密集的城市生活污水中高濃度的尿素和嘌呤必然會(huì)引起地表水體尿素濃度的增加。

大氣沉降可能是湖泊尿素的來源[43]。盡管大氣沉降影響區(qū)域較大，但缺乏相關(guān)的大氣沉降通量的研究數(shù)據(jù)。 從已發(fā)表的大氣氣溶膠和雨水中尿素濃度數(shù)據(jù)來看，大氣中尿素占DIN的比例為萬分之幾[44]。因此，大氣沉降的尿素對(duì)湖泊水體尿素的貢獻(xiàn)可以忽略。

4.2內(nèi)源尿素

普遍認(rèn)為，湖泊水體內(nèi)源尿素的主要來源有沉積物或水體中有機(jī)物的缺氧或厭氧降解產(chǎn)生、細(xì)菌分解有機(jī)物過程中釋放、浮游動(dòng)物和魚等直接排泄以及紫外光分解有機(jī)物等[5，33，45]。 然而，所有的這些湖泊水體內(nèi)源尿素的來源仍處于描述階段[5，13]。如，在受農(nóng)業(yè)和城市等人為活動(dòng)影響相對(duì)弱的太湖東南部，湖泊尿素濃度范圍變化較小。韓曉霞等[13]研究認(rèn)為，該區(qū)域湖泊水體內(nèi)源尿素補(bǔ)給與消耗處于平衡態(tài)。Bogard等[5]對(duì)北美中部的多個(gè)湖泊研究發(fā)現(xiàn)，死水湖泊尿素濃度的季節(jié)性變化不明顯，認(rèn)為死水湖泊水體內(nèi)源尿素的產(chǎn)生與消耗達(dá)到平衡。 通過有限的觀測(cè)數(shù)據(jù)與模型模擬，Bogard等[5]研究認(rèn)為，死亡藻類在低氧和缺氧環(huán)境（沉積物或深水區(qū)）中降解產(chǎn)生的尿素是湖泊水體內(nèi)源尿素的主要來源。 通過對(duì)深水湖垂直剖面尿素濃度的觀測(cè)，Berman[34]研究發(fā)現(xiàn)，尿素濃度隨著水深的增加而增大，認(rèn)為湖泊水體低氧和缺氧環(huán)境是湖泊內(nèi)源尿素的主要控制因素。 韓曉霞等[13]在太湖同樣觀測(cè)到湖泊尿素濃度與溶解氧呈負(fù)相關(guān)性，認(rèn)為一方面低氧和缺氧環(huán)境有利于細(xì)菌降解有機(jī)物生成尿素，另一方面在低氧和缺氧環(huán)境下，降低微生物對(duì)尿素的吸收，減弱和抑制尿素水解酶對(duì)尿素的水解作用。 因此，目前普遍認(rèn)為，湖泊低氧和缺氧環(huán)境是湖泊內(nèi)源尿素累積的重要條件。

沉積物會(huì)釋放大量尿素，該結(jié)論已經(jīng)從沉積物培養(yǎng)試驗(yàn)[35]和原位觀測(cè)[46]得到了驗(yàn)證。 例如，在海藻生產(chǎn)力高的表層沉積物中，尿素濃度顯著高于非海藻生長區(qū)，認(rèn)為死亡的海藻對(duì)沉積物尿素的釋放有重要貢獻(xiàn)[46]。 河口研究也發(fā)現(xiàn)，春季和秋季浮游植物大量死亡后，沉積物中尿素濃度會(huì)出現(xiàn)一個(gè)極高值，認(rèn)為與死亡的浮游植物有關(guān)[47]。研究還發(fā)現(xiàn)，沉積物中尿素濃度與銨鹽的關(guān)系也支持沉積物是尿素的源。 通過培養(yǎng)試驗(yàn)，對(duì)比沉積物銨鹽的產(chǎn)生量與尿素周轉(zhuǎn)時(shí)間的關(guān)系，Pedersen等[35]研究認(rèn)為，沉積物中銨鹽全部來源于尿素的水解。原位觀測(cè)同樣發(fā)現(xiàn)，沉積物中尿素濃度與銨鹽濃度呈正相關(guān)，認(rèn)為沉積物中80%的銨鹽來源于尿素的水解生成[47-48]。這些研究說明沉積物中尿素的產(chǎn)生速率決定了沉積物中銨鹽循環(huán)的快慢。

浮游動(dòng)物和魚等會(huì)直接向水體排泄尿素，已有一些定量排放的研究結(jié)果[49-51]。 早期研究發(fā)現(xiàn)，海洋浮游動(dòng)物以尿素形式釋放的氮占其釋放總氮的比例高達(dá)50%[49]。 Goma等[52]研究發(fā)現(xiàn)，湖泊浮游動(dòng)物在攝食期間，湖泊水體尿素濃度顯著高于其他時(shí)期，并估算該時(shí)期浮游動(dòng)物排泄尿素速率為0.98～4.20 μg urea-N/（mg DW·d），該排泄速率明顯高于北冰洋海洋浮游動(dòng)物排泄尿素的速率0.8～53.0 ng urea-N/（mg DW·d）[50]。 這種區(qū)域性差異可能與浮游動(dòng)物的生理周期、體重和季節(jié)變化等相關(guān)[50，52]。 此外，魚類還可以通過魚鰓直接向水體排泄尿素，該結(jié)論已從實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)試驗(yàn)[51]和分子生物學(xué)機(jī)理的角度[53]得到了證實(shí)。 最新研究發(fā)現(xiàn)，海洋浮游無脊椎動(dòng)物排泄溶解態(tài)氮的量與其自身重量和身體的表面積相關(guān)[54]。 上述研究結(jié)論說明浮游動(dòng)物和魚等排泄產(chǎn)生的尿素可能是湖泊內(nèi)源尿素的重要來源。

5湖泊水體尿素的匯

5.1浮游植物吸收

尿素是水體初級(jí)生產(chǎn)力氮源的重要貢獻(xiàn)者[5-6，15]。 在氮限的Neuse河水中添加15N標(biāo)記的尿素培養(yǎng)試驗(yàn)顯示，尿素占總生物可吸收利用氮的比例為37%～45%[55]。Mitamura等[15]通過14C標(biāo)記尿素培養(yǎng)試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)真光層水體中尿素的降解速率與光合速率或者葉綠素a的濃度有顯著的正相關(guān)性，認(rèn)為尿素通過光合作用直接進(jìn)入了浮游植物細(xì)胞內(nèi)。 對(duì)美國伊利湖水體添加磷和尿素培養(yǎng)試驗(yàn)顯示，添加磷試驗(yàn)沒有促進(jìn)水體葉綠素的累積，而添加尿素試驗(yàn)則明顯增加了水體葉綠素濃度，說明尿素可以支持湖泊初級(jí)生產(chǎn)力[6]。胡章喜等[56]通過添加尿素培養(yǎng)了我國近海3種赤潮藻，結(jié)果發(fā)現(xiàn)它們都可以利用尿素作為氮源，尤其以球形棕囊藻對(duì)尿素的親和力最高。 南安普頓大學(xué)海洋科學(xué)中心培養(yǎng)褐潮藻研究發(fā)現(xiàn)，在光照充足的條件下，該藻種可以利用尿素作為唯一氮源生長[8]。 在美國切薩皮克海灣研究發(fā)現(xiàn)，甲藻暴發(fā)通常發(fā)生在水體尿素濃度大于1.5 μmol/L的時(shí)期[57]。 這些研究說明尿素是水體中浮游植物的重要氮源。 然而，不同的浮游植物對(duì)不同形態(tài)氮（如尿素、銨鹽和硝酸鹽）的喜好不一致，這可能與水體中生物可利用氮形態(tài)的濃度和浮游植物種類的豐度及其生理特征等有關(guān)[55，58-60]。 此外，一些浮游植物細(xì)胞內(nèi)可能缺少直接吸收和代謝尿素的酶，而無法直接利用尿素作為氮源[46]；而另一些浮游植物，如毒性藍(lán)藻，則對(duì)尿素表現(xiàn)出極強(qiáng)的親和力[6]。

5.2微生物消耗尿素可以被微生物吸收利用[61-62]。 早期研究發(fā)現(xiàn)，在酸性（pH<5）土壤中，氨氧化細(xì)菌（Nitrosospira sp.）在含有尿素的酸性土壤中比含有銨鹽的酸性土壤中生長得好[63]，認(rèn)為與尿素分子是中性的，可以自由透過細(xì)胞膜進(jìn)入氨氧化細(xì)菌胞內(nèi)，在胞內(nèi)進(jìn)行水解并進(jìn)行硝化作用[64]。 隨后發(fā)現(xiàn)，在含有該細(xì)菌的中性土壤中添加14C和15N標(biāo)記的尿素培養(yǎng)試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)了硝酸鹽積累和含有14C的氨基酸分子，認(rèn)為該細(xì)菌在中性土壤中也可以直接利用尿素進(jìn)行硝化[65]，并且該細(xì)菌的基因組序列中含有尿素水解酶基因[66]，進(jìn)一步支持了上述結(jié)論。近年來，通過基因組學(xué)和碳同位素添加試驗(yàn)研究顯示，在海洋[11]和土壤[12]中還發(fā)現(xiàn)了可以利用尿素直接進(jìn)行硝化作用的氨氧化古菌。 然而，類似的研究在湖泊中卻鮮見報(bào)道。

5.3尿素酶水解

尿素可被脲酶水解生成銨鹽。 但脲酶的水解效率與pH、溫度和鹽度等相關(guān)[16]。 對(duì)弗羅里達(dá)海灣和查普坦河水體中脲酶活性研究發(fā)現(xiàn)，水樣采集時(shí)過濾體積、水體中的生物量和水體中銨鹽濃度等會(huì)影響對(duì)脲酶活性的分析[60]。通過分析湖泊水體尿素濃度、脲酶活性和水體溫度發(fā)現(xiàn)，溫度在10～20 ℃時(shí)脲酶活性[（1.25±0.43） μmol/（L·h）]最大，湖泊水體尿素濃度最低；當(dāng)溫度高于20 ℃時(shí)脲酶活性降低[（0.16±0.11） μmol/（L·h）]，尿素濃度升高[6]，說明湖泊水體溫度對(duì)脲酶的活性有一定影響。已有研究顯示，湖泊水體脲酶活性一般在0～28 μg/h[6，60]，而尿素濃度一般在0 ～ 200 μg/ L（圖1）。 根據(jù)該數(shù)據(jù)計(jì)算可知，湖泊水體中尿素很快被尿素水解成銨鹽，加上浮游植物和微生物吸收的影響，湖泊水體中尿素可能在幾分鐘至幾個(gè)小時(shí)之內(nèi)就被完全消耗。 然而，實(shí)際觀測(cè)顯示，在不受外源尿素強(qiáng)烈影響的湖泊水體，尿素濃度變化較小，說明湖泊內(nèi)源尿素的再生對(duì)湖泊水體尿素的貢獻(xiàn)較大。

6尿素氮同位素在湖泊氮循環(huán)中的潛在應(yīng)用

由于尿素直接參與了湖泊水體氮循環(huán)過程，僅從尿素濃度、水化學(xué)參數(shù)和環(huán)境參數(shù)等角度，解釋湖泊尿素的源匯過程存在一些盲點(diǎn)。 因此，必須借助其他的研究技術(shù)和手段，如尿素氮同位素示蹤等來展開研究。 氮穩(wěn)定同位素已被廣泛用于示蹤湖泊水體和沉積物中各種形態(tài)N的來源和相互轉(zhuǎn)化過程。 在湖泊水體中，銨鹽氮同位素（δ15N-NH+4）、懸浮顆粒有機(jī)氮同位素值（δ15N-PON）、表層沉積物有機(jī)氮同位素值（δ15N-SON）、浮游動(dòng)物氮同位素值（δ15N-Zoo）和魚類氮同位素值（δ15N-Fish）都有其特定的氮同位素值（圖2）。 而湖泊水體尿素源匯過程與上述各種有機(jī)體緊密相連（圖3）。 因此，通過分析尿素的氮同位素值，有助于理解尿素在湖泊水體氮循環(huán)過程中的角色。

部分外源尿素的δ15N-urea已被研究報(bào)道，如作為肥料使用的尿素，其δ15N-urea在-1.1 ‰～1.9‰[67-68]，指示了人類工業(yè)氮肥的來源。 人畜等排泄的尿素主要是通過鳥氨酸循環(huán)產(chǎn)生，然后通過尿液排出體外。 對(duì)健康人群食用15N標(biāo)記的不同食物研究發(fā)現(xiàn)，通過尿液排泄的尿素與食物來源無關(guān)，而與食物中蛋白質(zhì)的含量相關(guān)[76]，說明人體排泄的尿素應(yīng)該有其特定的δ15N-urea。依據(jù)尿素濃度和δ15N-urea季節(jié)性差異，可以推斷湖泊外源尿素的來源及其對(duì)湖泊尿素的貢獻(xiàn)。而湖泊內(nèi)源尿素幾乎全部來源于有機(jī)氮的再生，根據(jù)氮同位素的分餾機(jī)制，湖泊內(nèi)源δ15N-urea應(yīng)該與湖泊內(nèi)源尿素的生成途徑有一定關(guān)系。 前人研究顯示，PON在降解過程中會(huì)優(yōu)先釋放14N，使得殘留的PON中富集15N，從而導(dǎo)致δ15N-PON升高[77]。 浮游動(dòng)物在氮代謝過程中也會(huì)優(yōu)先排泄14N，使得其體內(nèi)富集15N，并且發(fā)現(xiàn)浮游動(dòng)物體內(nèi)的δ15N-PON與排泄物產(chǎn)生的δ15N-NH+4有較好的線形關(guān)系（δ15N-NH+4=0.96×δ15N-PON-2.7，R=0.96）[78]。 因此，可以推測(cè)有機(jī)氮降解過程中釋放尿素的δ15N-urea應(yīng)該低于有機(jī)氮的δ15N。 鑒于湖泊水體中有機(jī)氮同位素值（圖2）存在明顯的區(qū)間差異，那么其降解產(chǎn)生的內(nèi)源尿素的δ15N-urea應(yīng)該有與之對(duì)應(yīng)的氮同位素值區(qū)間。 此外，當(dāng)水體缺氧時(shí)，有機(jī)氮分解速率下降且不完全，導(dǎo)致氮同位素分餾嚴(yán)重，此時(shí)釋放的尿素可能更加貧15N。 因此，結(jié)合δ15N-urea，水體溶氧濃度和各種有機(jī)氮的δ15N，將有助于判斷湖泊內(nèi)源尿素的釋放機(jī)制。

7認(rèn)識(shí)與展望

從歷史數(shù)據(jù)來看，全球湖泊水體尿素濃度顯著升高，并且湖泊水體尿素與DIN顯示相同的變化趨勢(shì)。 一方面與湖泊外源輸入的人為源尿素通量增加有關(guān)，另一方面與湖泊水體內(nèi)源尿素的釋放量有關(guān)。 研究湖泊水體尿素的源匯，不僅可以對(duì)湖泊水體富營養(yǎng)化程度和藻類暴發(fā)的機(jī)制提供參考，還可以探索尿素在湖泊氮循環(huán)過程中的角色。 隨著湖泊水體尿素濃度的升高，尿素對(duì)湖泊不同藻類的生長和對(duì)湖泊水體硝化過程的影響值得關(guān)注。

我國湖泊多，分布廣，類型多樣，且大部分存在富營養(yǎng)化現(xiàn)象[79]。近年來，越來越多的研究顯示湖泊水體尿素在湖泊生物可利用態(tài)氮中的重要地位，預(yù)示著湖泊水體尿素在湖泊氮循環(huán)過程將起到重要作用。 然而，與國外研究相比，我國對(duì)湖泊水體尿素的研究工作仍處于萌芽階段，在湖泊尿素源匯問題的研究上仍非常匱乏。 以下幾個(gè)方面是我國以及全球湖泊水體尿素研究還需要考慮的：①湖泊水體外源尿素的通量估算及其對(duì)湖泊生態(tài)影響的評(píng)估；②湖泊水體內(nèi)源尿素的釋放機(jī)制；③發(fā)展新的研究手段（如同位素技術(shù)）在湖泊水體尿素源匯中的應(yīng)用。

參考文獻(xiàn)

[1]

GLIBERT P M，HARRISON J，HEIL C，et al.Escalating worldwide use of urea：A global change contributing to coastal eutrophication[J].Biogeochemistry，2006，77：441-463.

[2] 于飛，施衛(wèi)明.近10年中國大陸主要糧食作物氮肥利用率分析[J].土壤學(xué)報(bào)，2015，52（6）：1311-1324.

[3] 王紅潤.2014年中國尿素市場(chǎng)分析及前景展望[J].中國石油和化工經(jīng)濟(jì)分析，2015（10）：54-56.

[4] SIPLER R E，BRONK D A.Biogeochemistry of dissolved organic matter[M].Nederland：Elsevier，2014：144.

[5] BOGARD M J，DONALD D B，F(xiàn)INLAY K，et al.Distribution and regulation of urea in lakes of central North America[J].

Freshwater biology，2012，57（6）：1277-1292.

[6] BELISLE B S，STEFFEN M M，POUND H L，et al.Urea in Lake Erie：Organic nutrient sources as potentially important

drivers of phytoplankton biomass[J].Journal of great lakes research，2016，42（3）：599-607.

[7] FAN C L，GLIBERT P M，BURKHOLDER J M.Characterization of the affinity for nitrogen，uptake kinetics，and environmental relationships for Prorocentrum minimum in natural blooms and laboratory cultures[J].Harmful algae，2003，2（4）：283-299.

[8] KANA T M，LOMAS M W，MACINTYRE H L，et al.Stimulation of the brown tide organism，Aureococcus anophagefferens，by selective nutrient additions to in situ mesocosms[J].Harmful algae，2004，3（4）：377-388.

[9] LI J，GLIBERT P M，ZHOU M J.Temporal and spatial variability in nitrogen uptake kinetics during harmful dinoflagellate blooms in the East China Sea[J].Harmful algae，2010，9（6）：531-539.

[10] FINLAY K，PATOINE A，DONALD D B，et al.Experimental evidence that pollution with urea can degrade water quality in phosphorusrich lakes of the Northern Great Plains[J].Limnology and oceanography，2010，55（3）：1213-1230.

[11] ALONSOSEZ L，WALLER A S，MENDE D R，et al.Role for urea in nitrification by polar marine Archaea[J].Proceedings of the national academy of sciences of the United States of America，2012，109（44）：17989-17994.

[12] LU L，JIA Z J.Urease genecontaining Archaea dominate autotrophic ammonia oxidation in two acid soils[J].Environmental microbiology，2013，15（6）：1795-1809.

[13] 韓曉霞，朱廣偉，許海，等.太湖夏季水體中尿素的來源探析[J].環(huán)境科學(xué)，2014，35（7）：2547-2556.

[14] BRONK D A，GLIBERT P M，MALONE T C，et al.Inorganic and organic nitrogen cycling in Chesapeake Bay：Autotrophic versus heterotrophic processes and relationships to carbon flux[J].Aquatic microbial ecology，1998，15（2）：177-189.

[15] MITAMURA O，NAKAMOTO N，IBAN～EZ M S R，et al.Biogeochemical cycling of urea in the aquatic systems of Pindaré

and Turiacu River basins，a preAmazonian floodplain，Baixada Maranhense，Brazil[J].Acta limnologica brasiliensia，2012，24（2）：167-180.

[16] REVILLA M，ALEXANDER J，GLIBERT P M.Urea analysis in coastal waters：Comparison of enzymatic and direct methods[J].Limnology & oceanography methods，2005，3（7）：290-299.

[17] FRANCIS P S，LEWIS S W，LIM K F.Analytical methodology for the determination of urea：Current practice and future trends[J].Trends in analytical chemistry，2002，21（5）：389-400.

[18] 紀(jì)建偉，馬獻(xiàn)琪，張彩娟.二乙酰一肟-硫氨脲法測(cè)定游泳水中尿素[J].中國衛(wèi)生檢驗(yàn)雜志，1993，3（2）：116-117.

[19] CHEN L，MA J，HUANG Y，et al.Optimization of a colorimetric method to determine trace urea in seawater，Limnology and Oceanography[J].Methods，2015，13（6）：303-311.

[20] 相開幕，孫劍，才玉亮.硫氨脲二乙酰一肟聯(lián)合顯色測(cè)定游泳池水中尿素[J].中國衛(wèi)生檢驗(yàn)雜志，2005，15（8）：945，988.

[21] WOLTHERS B G，TEPPER T，WITHAG A，et al.GCMS determination of ratios of stable-isotope labelled to natural urea using [13C15N2]urea for studying urea kinetics in serum and as a means to validate routine methods for the quantitative assay of urea in dialysate[J].Clinica chimica acta，1994，225（1）：29-42.

[22] METGES C C，DAENZER M，PETZKE K J，et al.Lowabundance plasma and urinary[15N]urea enrichments analyzed by gas chromatography/combustion/isotope ratio mass spectrometry[J].Journal of mass spectrometry，2002，37（5）：489-494.

[23] KULIK W，OOSTERVELD M J，KOK R M，et al.Determination of 13C and 15N enrichments of urea in plasma by gas chromatographycombustion isotope ratio mass spectrometry and gas chromatographymass spectrometry using the 2-methoxypyrimidine derivative[J].Journal of chromatography B，2003，791（1/2）：399-405.

[24] 張?zhí)鞁?，張江濤，張傳寶，?血清尿素同位素稀釋氣相色譜質(zhì)譜法的建立和研究[J].中華檢驗(yàn)醫(yī)學(xué)雜志，2008，31（5）：536-539.

[25] 李國輝，鐘其頂，王道兵，等.氣相色譜-燃燒-同位素比值質(zhì)譜法測(cè)定發(fā)酵液中尿素δ13C和δ15N[J].質(zhì)譜學(xué)報(bào)，2016，37（1）：60-67.

[26] 韓曉霞，朱廣偉，李兆富，等.天目湖沙河水庫尿素含量及其時(shí)空分布特征[J].環(huán)境化學(xué)，2015，34（2）：377-383.

[27] 石曉勇，張桂成，梁生康，等.長江大通站溶解有機(jī)氮生物可利用性潛力及輸入通量[J].中國環(huán)境科學(xué)，2015，35（12）：3698-3706.

[28] 胡章喜，徐寧，李愛芬，等.廣州地區(qū)淡水水體尿素的分布特征[J].生態(tài)科學(xué)，2008，27（5）：418-420.

[29] 黃凱旋，張?jiān)?，歐林堅(jiān)，等.海南島南北近岸海灣浮游生物對(duì)尿素的生物可利用性比較研究[J].海洋科學(xué)，2014，38（10）：76-82.

[30] 李志林，石曉勇，張傳松.春季黃渤海海水中尿素分布特征及溶解態(tài)氮的組成[J].環(huán)境科學(xué)，2015，36（11）：3999-4004.

[31] 黃爽，石曉勇，張傳松，等.2010年春季杭州灣鄰近海域尿素含量及平面分布[J].海洋環(huán)境科學(xué)，2012，31（1）：58-61.

[32] 王雪景，石曉勇，趙玉庭，等.2011年春季東海赤潮高發(fā)區(qū)尿素分布特征及影響因素[J].海洋學(xué)報(bào)，2015，37（2）：65-74.

[33] SIUDA W，CHRST R J.Urea and ureolytic activity in lakes of different trophic status[J].Polish journal of microbiology，2006，55（3）：211-225.

[34] BERMAN T.Urea in the waters of Lake Kinneret （Sea of Galilee）[J].Limnology & oceanography，1974，19（6）：977-980.

[35] PEDERSEN H，LOMSTEIN B A，BLACKBURN T H.Evidence for bacterial urea production in marine sediments[J].Microbiology ecology，1993，12（1）：51-59.

[36] MITAMURA O，KAWASHIMA M，MAEDA H.Urea degradation by picophytoplankton in the euphotic zone of Lake Biwa[J].Limnology，2000，1（1）：19-26.

[37] SATOH Y，HANYA T.The distribution of urea in Lake Yunoko[J].Japanese journal of limnology，1981，42（4）：254-258.

[38] BERMAN T，BCHEMIN C，MAESTRINI S Y.Release of ammonium and urea from dissolved organic nitrogen in aquatic ecosystems[J].Aquatic microbial ecology，1999，16（3）：295-302.

[39] MITAMURA O，ISHIDA N SEIKE Y，et al.Diel variation in urea decomposing activity in the euphotic zone of brackish Lake Nakaumi[J].Limnology，2000，1（3）：151-157.

[40] 黎坤，江濤，卓慕寧，等.華南坡地單場(chǎng)降雨氮素的遷移特征及來源分析[J].湖泊科學(xué)，2011，23（6）：888-892.

[41] WOLFE R R，GOODENOUGH R D，WOLFE M H，et al.Isotopic analysis of leucine and urea metabolism in exercising humans[J].Journal of applied physiology respiratory environmental & exercise physiology，1982，52（2）：458-466.

[42] IIZASA T，MIYAMOTO T.Major determinants of purine excretion from human lymphoblasts[J].Biochemical medicine & metabolic biology，1988，38（3）：292-299.

[43] CAPE J N，CORNELL S E，JICKELLS T D，et al.Organic nitrogen in the atmosphere - Where does it come from？ A review of sources and methods[J].Atmospheric research，2011，102（1/2）：30-48.

[44] CORNELL S E，JICKELLS T D，CAPE J N，et al.Organic nitrogen deposition on land and coastal environments：A review of methods and data[J].Atmospheric environment，2003，37（16）：2173-2191.

[45] SOLOMON C M，COLLIER J L，BERG G M，et al.Role of urea in microbial metabolism in aquatic systems：A biochemical and molecular review[J].Aquatic microbial ecology，2010，59（1）：67-88.

[46] CRANDALL J B，TEECE M A.Urea is a dynamic pool of bioavailable nitrogen in coral reefs[J].Coral reefs，2012，31（1）：207-214.

[47] THERKILDSEN M，LOMSTEIN B.Seasonal variation in sediment urea turnover in a shallow estuary[J].Marine ecology progress，1994，111（1）：77-82.

[48] LOMSTEIN B，BLACKBURN T H，HENRIKSEN K.Aspects of nitrogen and carbon cycling in the northern Bering Shelf sediment.I.The significance of urea turnover in the mineralization of NH+4[J].Marine ecology progress，1989，57（3）：237-247.

[49] EPPLEY R W，RENGER E H，VENRICK E L，et al.A study of plankton dynamics and nutrient cycling in the central gyre of the North Pacific Ocean[J].Limnology & oceanography，1973，18（4）：534-551.

[50] CONOVER R J，GUSTAVSON K R.Sources of urea in arctic seas：Zooplankton metabolism[J].Marine ecology progress，1999，179（3）：41-54.

[51] WALSH P J，GROSELL M，GOSS G G，et al.Physiological and molecular characterization of urea transport by thegills of the Lake Magadi tilapia （Alcolapia grahami）[J].Journal of experimental biology，2001，204（3）：509-520.

[52] GOMA R H，AIZAKI M，F(xiàn)UKUSHIMA T，et al.Significance of zooplankton grazing activity as a source of dissolved organic nitrogen，urea and dissolved free amino acids in a eutrophic shallow lake：Experiments using outdoor continuous flow pond systems[J].Japanese journal of limnology，1996，57（1）：1-13.

[53] RODELA T M，ESBAUGH A J，MCDONALD M D，et al.Evidence for transcriptional regulation of the urea transporter in the gill of the Gulf toadfish，Opsanus beta[J].Comparative biochemistry & physiology part B，2011，160（2）：72-80.

[54] HIRST A G，LILLEY M K S，GLAZIER D S，et al.Ontogenetic body-mass scaling of nitrogen excretion relates to body surface area in diverse pelagic invertebrates[J].Limnology and oceanography，2017，62（1）：311-319.

[55] TWOMEY L，PIEHLER M，PAERL H.Phytoplankton uptake of ammonium，nitrate and urea in the Neuse River Estuary，NC，USA[J].Hydrobiologia，2005，533（1/2/3）：123-134.

[56] 胡章喜，徐寧，段舜山，等.尿素對(duì)中國近海3種典型赤潮藻生長的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2010，30（6）：1265-1270.

[57] GLIBERT P M，TERLIZZI D E.Cooccurrence of elevated urea levels and dinoflagellate blooms in temperate estuarine aquaculture ponds[J].Applied & environmental microbiology，1999，65：5594-5596.

[58] DONALD D B，BOGARD M J，F(xiàn)INLAY K，et al.Comparative effects of urea，ammonium，and nitrate on phytoplankton abundance，community composition，and toxicity in hypereutrophic freshwaters[J].Limnology and oceanography，2011，56（6）：2161-2175.

[59] 楊柳，章銘，劉正文.太湖春季浮游植物群落對(duì)不同形態(tài)氮的吸收[J].湖泊科學(xué)，2011，23（4）：605-611.

[60] SOLOMON C M，ALEXANDER J A，GLIBERT P M.Measuring urease activity in aquatic environmental samples[J].Limnology & oceanography methods，2007，5（9）：280-288.

[61] SATOH Y，OKINO T，AOYAMA K.Correlation between urea and other chemical and biological parameters in waters of Lake Suwa，Japan[J].Internationale revue der gesamten hydrobiologie und hydrographie，1980，65（3）：445-454.

[62] JRGENSEN N O G.Uptake of urea by estuarine bacteria[J].Aquatic microbial ecology，2006，42（3）：227-242.

[63] BOER W D，LAANBROEK H J.Ureolytic nitrification at low pH by Nitrosospira，spec[J].Archives of microbiology，1989，152（2）：178-181.

[64] BURTON S A，PROSSER J I.Autotrophic ammonia oxidation at low pH through urea hydrolysis[J].Applied and environmental microbiology，2001，67（7）：2952-2957.

[65] MARSH K L，SIMS G K，MULVANEY R L.Availability of urea to autotrophic ammoniaoxidizing bacteria as related to the fate of 14Cand 15Nlabeled urea added to soil[J].Biology and fertility of soils，2005，42（2）：137-145.

[66] KOPER T E，ElSHEIKH A F，NORTON J M，et al.Ureaseencoding genes in ammoniaoxidizing bacteria[J].Applied and environmental microbiology，2004，70（4）：2342-2348.

[67] VITRIA L，OTERO N，SOLER A，et al.Fertilizer characterization：Isotopic data （N，S，O，C，and Sr）[J].Environmental science & technology，2004，38（12）：3254-3262.

[68] CHOI W J，ARSHAD M A，CHANG S X，et al.Grain 15N of crops applied with organic and chemical fertilizers in a fouryear rotation[J].Plant and soil，2006，284（1）：165-174.

[69] 寧加佳，劉輝，古濱河，等.流溪河水庫顆粒有機(jī)物及浮游動(dòng)物碳、氮穩(wěn)定同位素特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2012，32（5）：1502-1509.

[70] LEHMANN M F，BERNASCONI S M，MCKENZIE J A，et al.Seasonal Variation of the δ13C and δ15N of particulate and dissolved carbon and nitrogen in Lake Lugano：Constraints on biogeochemical bycling in a eutrophic lake[J].Limnology & oceanography，2004，49（2）：415-429.

[71] XU J，LI S，XIE P.Differences in δ13C and δ15N of particulate organic matter from the deep oligotrophic Lake Fuxian connected with the shallow eutrophic Lake Xingyun，People's Republic of China[J].Bulletin of environmental contamination and toxicology，2005，74（2）：281-285.

[72] TORRES I，INGLETT P，BRENNER M，et al.Stable isotope （δ13C and δ15N） values of sediment organic matter

in subtropical lakes of different trophic status[J].Journal of paleolimnology，2012，47（4）：693-706.

[73] MAO Z G，GU X H，ZENG Q F，et al.Seasonal and spatial variations of the food web structure in a shallow eutrophic lake assessed by stable isotope analysis[J].Fisheries science，2014，80（5）：1045-1056.

[74] LEE J，KIM J，OWEN J S，et al.Variation in carbon and nitrogen stable isotopes in POM and zooplankton in a deep reservoir and relationship to hydrological characteristics[J].Journal of freshwater ecology，2013，28（1）：47-62.

[75] KUMAR S，F(xiàn)INLAY J C，STERNER R W.Isotopic composition of nitrogen in suspended particulate matter of Lake Superior：Implications for nutrient cycling and organic matter transformation[J].Biogeochemistry，2011，103（1）：1-14.

[76] FOUILLET H，JUILLET B，BOS C，et al.Ureanitrogen production and salvage are modulated by protein intake in fed humans：Results of an oral stableisotopetracer protocol and compartmental modeling[J].American journal of clinical nutrition，2008，87（6）：1702-1714.

[77] NAKATSUKA T，HANDA N，WADA E，et al.The dynamic changes of stable isotopic ratios of carbon and nitrogen in suspended and sedimented particulate organic matter during a phytoplankton bloom[J].Journal of marine research，1992，50（2）：267-296.

[78] CHECKLEY D M JR，MILLER C A.Nitrogen isotope fractionation by oceanic zooplankton[J].Deep sea research part A，1989，36（10）：1449-1456.

[79] 金相燦.湖泊富營養(yǎng)化控制和管理技術(shù)[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2001：24.