朱靜平，鄧秋宏

（1西南科技大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，四川 綿陽 621000；2低成本廢水處理技術(shù)四川省國際科技合作基地，四川 綿陽 621000）

0 引言

氮是植物需求量最大的礦質(zhì)營養(yǎng)元素。為提高作物產(chǎn)量，人類在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中大量施用氮肥。其中，中國氮肥生產(chǎn)以尿素為主，尿素施用量占農(nóng)用氮肥總施用量的50%以上[1]。然而目前的研究表明，尿素施入土壤后，僅有20%～35%能被作物吸收利用[2]，剩余尿素則在土壤、大氣、水體以及生物等環(huán)境體系中遷移轉(zhuǎn)化、循環(huán)滯留，導(dǎo)致中國土壤酸化、水體富營養(yǎng)化等環(huán)境問題突出[3]。目前水田中土壤氮素遷移轉(zhuǎn)化過程的研究主要集中于降雨[4-5]、灌溉[6-7]以及排水[8]等對氮素遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生的影響。而針對水田中氮肥施入土壤后土-水系統(tǒng)具體發(fā)生的反應(yīng)以及氮素遷移轉(zhuǎn)化過程研究較少。

本研究以西南科技大學(xué)水稻試驗基地的稻田土作為研究對象，通過室內(nèi)模擬裝置模擬水田，探究尿素深施入土壤后氮素在土-水系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化途徑，旨在為探明水田系統(tǒng)中的氮素遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及材料

模擬裝置：試驗采用高50 cm、上口內(nèi)徑45 cm、下口內(nèi)徑39 cm的塑料桶體裝填土壤模擬水田，并在桶體上方搭建雨棚以減少外界降雨對試驗的干擾；共設(shè)置2套模擬裝置。

供試土壤：取自西南科技大學(xué)水稻試驗基地的紫色土，土壤的理化指標(biāo)如表1所示。

表1 原狀土土壤理化指標(biāo)

1.2 試驗設(shè)計與方法

填充土壤：填充用的土壤經(jīng)過風(fēng)干過篩，并按照大田原狀土容重分層(0～20、20～40 cm)回填至各模擬裝置中。其中每套裝置0～20 cm共填充土體約39 kg，20～40 cm共填充土體約42 kg。每套模擬裝置填充完土壤后，緩慢灌水至土體濕潤并達到水分飽和，持續(xù)一個月使土體自然沉降并恢復(fù)至田間狀態(tài)。

施肥量：參照當(dāng)?shù)厮境Ｒ?guī)施肥量，氮肥施用量為150 kg/hm（2以純N計）。根據(jù)所施尿素純N含量及每套裝置填充土壤的表面面積0.138 m2可計算出，尿素施用量為4460 mg。2套模擬裝置中1套施肥處理，另1套作為空白對照組(CK)，即不施肥處理。

施肥方式及水分管理：施肥方式采用尿素深施方式(0～20 cm)，先將尿素一次性均勻施入0～20 cm土層后，再緩慢灌水至土壤表層水深5 cm。實驗過程中定期補水以維持土壤表層水深5 cm，表層水體積約為8 L。

在施肥后第1～15天內(nèi)，每天直接測定表層水中的pH、水溫、溶解氧，并取樣測定氮素濃度，同時每隔2天取樣測定氨揮發(fā)量。在實驗結(jié)束后分層(0～20、20～40 cm)取樣測定土壤中全氮、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的含量。通過分析表層水和土壤中各指標(biāo)值的變化，探明尿素深施方式下系統(tǒng)中氮素的遷移轉(zhuǎn)化情況。試驗在四川省西南科技大學(xué)水處理與污染控制中心實踐教學(xué)基地，于2021年8—9月進行。

1.3 分析項目與測定方法

水樣樣品測定方法：pH采用pHS-320型酸度計測定；DO采用雷磁便攜式溶解氧測定儀測定；NH4+-N的測定采用納氏試劑分光光度法[9]；NO3--N的測定采用紫外分光光度法[9]；TN的測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法[9]。

土壤樣品測定方法[10]：土壤全氮的測定采用半微量開氏法；土壤銨態(tài)氮的測定采用KCl浸提-靛酚藍比色法；土壤硝態(tài)氮的測定采用紫外分光光度法；土壤亞硝態(tài)氮的測定采用磺胺/鹽酸萘乙二胺-分光光度法。

氨揮發(fā)測定方法：采用通氣式氨揮發(fā)測定法[11]。通氣裝置由內(nèi)徑16 cm、高10 cm的聚氯乙烯硬質(zhì)塑料管制成，測定過程中分別將2塊厚度為2 cm、直徑16 cm的海綿均勻浸入20 mL磷酸甘油混合液并固定于管內(nèi)，下層海綿置于距管底5 cm處，上層海綿與管頂部相平。

2 結(jié)果與分析

2.1 土-水系統(tǒng)中氮素損失量

尿素深施方式下，在15天的試驗期間，2套模擬裝置土壤表層水中各氮素濃度及施肥裝置表層水pH隨時間的變化如圖1所示；實驗期間施肥裝置表層水水溫及溶解氧濃度變化見圖2。

圖2 表層水溫度及溶解氧濃度隨時間的變化

結(jié)合試驗前后表層水、土壤中氮素的含量變化，可初步對土-水系統(tǒng)中的氮素損失量進行估算。

2.1.1 施肥前后表層水中氮素變化量

（1）NH4+-N。當(dāng)尿素施入土壤后，在脲酶的作用下發(fā)生水解反應(yīng)，NH4+是尿素水解的直接反應(yīng)產(chǎn)物。由圖1可知，施肥后第15天表層水中NH4+-N濃度為24.03 mg/L，相較施肥前表層水中NH4+-N濃度1.02 mg/L增加了23.01 mg/L。

圖1 表層水中氮素濃度及pH隨時間的變化

（2）NO2--N、NO3--N。NO2--N、NO3--N主要來源于NH4+-N的硝化作用[12]。硝化作用主要由兩類菌完成：氨氧化菌將NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO2--N，亞硝酸鹽氧化菌再將NO2--N轉(zhuǎn)化成NO3--N[13]。這2種菌對pH的變化十分敏感，氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的適宜pH分別為pH 7.0～8.5和pH 6.0～7.5[14]。由圖1中pH的變化可以看出，試驗研究過程中表層水始終維持在pH 7.47～8.38，該pH范圍有利于氨氧化菌生長以及亞硝化反應(yīng)的發(fā)生，從而促進了NH4+-N向NO2--N的轉(zhuǎn)化。

然而，NO2--N作為硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物十分不穩(wěn)定，極易被氧化為NO3--N[15]。于德爽等[16]的研究表明，NO2--N適宜存在的溶解氧濃度范圍為0.50～1.00 mg/L；同時，李東等[17]的研究結(jié)果證實，當(dāng)DO提高至1.42～1.51 mg/L時，亞硝化率下降約76%，水溶液中NO3--N濃度也明顯增加。由圖2可知，試驗研究過程中表層水中溶解氧濃度維持在1.33～3.44 mg/L，有利于NO2--N向NO3--N進行轉(zhuǎn)化，不利于表層水中NO2--N的積累。

此外，研究表明，氨氧化菌適宜溫度為30～35℃[18]，而亞硝酸鹽氧化菌的適宜溫度為25～30℃[19]。從圖2中水溫變化可以看出，試驗研究過程中水溫維持在24.7～25.3℃之間，該溫度條件更有利于亞硝酸鹽氧化菌的生長。

綜上分析可知，整個試驗研究過程中，表層水系統(tǒng)中的溫度和溶解氧條件不利于NO2--N積累，故可忽略表層水中NO2--N積累量。由圖1可知，施肥后第15天表層水中NO3--N濃度為3.90 mg/L，相較施肥前表層水中NO3--N濃度0.372 mg/L增加了3.53 mg/L。

（3）有機氮。表層水中的TN主要包括無機氮和有機氮2種氮素形態(tài)，其中無機氮主要包括NH4+-N、NO2--N和NO3--N。由上述分析可知，表層水系統(tǒng)中NO2--N積累量可忽略不計，故根據(jù)表層水中的TN、NH4+-N和NO3--N含量即可估算出表層水中有機氮的含量。

通過計算可知，施肥前（第0天）表層水中有機氮濃度為1.86 mg/L；施肥后第5天，表層水中有機氮濃度升高至最大值9.52 mg/L。且對比空白組(CK)可以發(fā)現(xiàn)，不施肥情況下表層水中有機氮濃度變化較小，始終維持在1.80～2.09 mg/L之間。由此說明不施肥條件下，土壤中有機氮通過土-水交換進入表層水中的量較少，而土壤深施肥能明顯增加表層水中有機氮的含量，因此施肥后表層水中有機氮增加量可全部視為尿素分子。

相較施肥前表層水中有機氮濃度1.86 mg/L，施肥后第15天表層水中有機氮濃度(4.18 mg/L)增加了2.32 mg/L。

綜上（1）～（3）所述，施肥后第15天較施肥前（第0天）相比，表層水中NH4+-N、NO3--N、有機氮濃度分別增加了23.01、3.53、2.32 mg/L，在體積約為8 L的表層水中，NH4+-N、NO3--N、有機氮增加量分別為184.08、28.22、18.56 mg。

2.1.2 施肥前后土壤中氮素變化量 尿素深施前后，土壤pH及各氮素含量的變化如表2所示。

（1）無機氮。土壤中無機氮主要包括NH4+-N、NO3--N以及NO2--N 3種氮素形態(tài)。根據(jù)表2中施肥前后土壤各氮素含量以及不同土層深度的土壤重量分別計算可知，施肥后第15天與施肥前（第0天）相比0～40 cm土壤中NH4+-N增加量為1600.74 mg；NO3--N增加量為62.04 mg；NO2--N減少量為53.40 mg。

（2）有機氮。全氮主要包括有機氮和無機氮，根據(jù)表2中各氮素含量則可計算出施肥后第15天土壤中有機氮的增量為760.62 mg，由于施肥時無其他有機態(tài)氮源輸入，即增加的有機氮量可視為尿素分子。故施肥后第15天，仍有760.62 mg氮素以尿素分子的形態(tài)存在于土壤中。

表2 土壤pH及各氮素含量變化

綜上（1）～（2）所述，施肥后第15天較施肥前（第0天）相比，土壤中NH4+-N、NO3--N、有機氮的增加量分別為 1600.74、62.04、760.62 mg；NO2--N 減 少量為53.40 mg。

（3）土-水系統(tǒng)中氮素損失量。結(jié)合上述（1）、（2）中分析可知，施肥后第15天較施肥前相比土-水系統(tǒng)中各氮素含量變化如下表3所示。

由尿素分子化學(xué)式[CO(NH2)2]可知，施入土壤的4460 mg尿素中含有2081.33 mg N元素。結(jié)合表3土-水系統(tǒng)中氮素含量變化可知施肥后第15天較施肥前相比系統(tǒng)中N元素的增加量為1755.90 mg，因此整個土-水系統(tǒng)中損失的N元素含量為325.43 mg。

表3 施肥前后土-水系統(tǒng)中各氮素變化量

2.2 土-水系統(tǒng)氮素的遷移轉(zhuǎn)化

2.2.1 土-水系統(tǒng)氮素遷移轉(zhuǎn)化過程中的生化反應(yīng) 土-水系統(tǒng)中涉及氮素遷移轉(zhuǎn)化過程的生化反應(yīng)可能包括微生物固氮作用、尿素水解、氨揮發(fā)、生物硝化反硝化以及厭氧氨氧化等，主要反應(yīng)方程式如下：

（1）微生物固氮作用。具有固氮能力的生物主要是原核微生物，根據(jù)它們和高等植物的關(guān)系，可分為自生固氮菌、共生固氮菌和聯(lián)合固氮菌3種[24]。其中，共生固氮菌以及聯(lián)合固氮菌必須與植物形成緊密共生關(guān)系或必須生活在植物根際、葉面等處才能進行固氮作用，而自生固氮菌可自由生活，能獨立進行固氮[25]。由于本研究系統(tǒng)中無植物種植，故該系統(tǒng)中進行固氮作用的微生物主要為自生固氮菌。

張秋磊等[26]研究表明，自生固氮菌雖無需與植物配合，但自生固氮菌在滿足了自身的氮素需要后就不再進行固氮作用，若固氮量過高反而會抑制其自身固氮系統(tǒng)的固氮能力。因此這種固氮方式效率低下，固氮量有限，故該系統(tǒng)中微生物固氮作用可忽略不計。

（2）尿素水解。由于尿素采用深施方式，故在土壤中存在尿素水解反應(yīng)。同時施入土壤中的部分尿素分子在未水解的情況下可通過土—水交換作用進入表層水中發(fā)生水解。

因此，在土—水系統(tǒng)中，土壤和表層水中均可能發(fā)生尿素水解反應(yīng)。

（3）氨揮發(fā)。由于本系統(tǒng)土壤表層始終維持5 cm厚水層，土壤間隙液中的游離氨無法直接揮發(fā)至大氣中，故只能通過土—水交換作用進入到表層水中，進而通過水—氣界面揮發(fā)。

氨揮發(fā)主要受氨氮濃度、溫度以及pH等因素的影響。試驗研究過程中表層水的水溫維持在24.7～25.3℃、酸堿度維持在pH 7.47～8.38，在該溫度以及pH條件下，存在氨揮發(fā)。

因此，在土-水系統(tǒng)中，氨揮發(fā)主要發(fā)生在表層水中。

（4）硝化反應(yīng)。硝化反應(yīng)為需氧反應(yīng)。在尿素深施方式下，翻動土壤增加了土壤孔隙度且改善了土壤通透性，有利于氧氣滲入土壤。因此在施肥后短時間內(nèi)，可能存在生物硝化反應(yīng)。但有研究表明[27]，在土壤孔隙被水填充呈水飽和狀態(tài)下（尤其在保持淹水層時），氧氣的擴散系數(shù)極小，故土壤中硝化反應(yīng)作用微弱。

對于表層水而言，其溶解氧濃度維持在1.33～3.44 mg/L，充足的氧分子為反應(yīng)提供了良好的條件，因此表層水中的NH4+-N在微生物作用下可進行硝化作用。

綜上所述，在土—水系統(tǒng)中，土壤中硝化反應(yīng)作用微弱，該反應(yīng)主要發(fā)生在表層水中。

（5）反硝化反應(yīng)。本研究系統(tǒng)中，土壤表面長期維持5 cm水層，隨著有限的氧氣不斷被土壤中微生物所消耗，土壤系統(tǒng)逐漸處于缺氧狀態(tài)，有利于生物反硝化反應(yīng)進行。生物反硝化作用生成的N2或中間產(chǎn)物NO2、N2O、NO等氣體通過水—氣界面逸出土—水系統(tǒng)。

研究表明，反硝化菌對溶解氧含量十分敏感?？祴q等[28]研究表明在活性污泥系統(tǒng)中，溶解氧達到0.3～1.5 mg/L時，反硝化過程就停止了。由于氧會與硝酸鹽競爭電子供體，同時分子態(tài)氧會抑制硝酸鹽還原酶的合成及其活性，因此溶解氧對反硝化過程有抑制作用。由于表層水中溶解氧濃度在施肥后1～15天維持在1.33～3.44 mg/L，始終處于好氧狀態(tài)，不利于反硝化反應(yīng)進行，因此整個試驗過程表層水中發(fā)生的反硝化反應(yīng)可忽略。

綜上所述，在土—水系統(tǒng)中，生物反硝化反應(yīng)主要發(fā)生在土壤中。

（6）厭氧氨氧化反應(yīng)。由于厭氧氨氧化菌是一種倍增時間長，生長條件相對苛刻的自養(yǎng)菌，因此需要通過探討底物、溶解氧、pH以及溫度等因素對其生長的影響來判斷該反應(yīng)是否會在土—水系統(tǒng)中發(fā)生。

對于表層水而言，由于表層水中溶解氧濃度高且基本無NO2--N的積累，故基本不存在厭氧氨氧化作用。

研究表明，厭氧氨氧化菌的最適酸堿度在pH 6.50～8.50之間[29]，且在溫度為20～40℃范圍內(nèi)，厭氧氨氧化菌均可表現(xiàn)出一定的活性[30]。試驗過程中，水溫維持在24.7～25.3℃、土壤pH在施肥后第15天可達到pH 8.22～8.47，因此土壤中可滿足厭氧氨氧化菌生長的pH和溫度條件。

然而，土壤中厭氧氨氧化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)對反應(yīng)底物NO2-會產(chǎn)生競爭作用。由于厭氧氨氧化菌倍增時間長，而反硝化菌倍增時間短，生長速率更快，故反硝化菌處于優(yōu)勢地位。同時，土壤有機質(zhì)的存在也會對厭氧氨氧化菌有一定的抑制作用。有機質(zhì)作為反硝化過程的電子供體，會增加反硝化對NO2--N的利用率，進而抑制厭氧氨氧化脫氮過程[31]。且根據(jù)吉布斯自由能分析，反硝化反應(yīng)相比于厭氧氨氧化反應(yīng)更容易發(fā)生[32]。

因此，土-水系統(tǒng)中厭氧氨氧化反應(yīng)可忽略。

綜上（1）～（6）分析可知，土—水系統(tǒng)氮素遷移轉(zhuǎn)化過程中，尿素水解反應(yīng)在表層水和土壤中均會發(fā)生，氨揮發(fā)和硝化反應(yīng)主要發(fā)生在表層水中，反硝化反應(yīng)主要發(fā)生在土壤中。且土—水系統(tǒng)中的氮素損失主要來源于氨揮發(fā)及生物反硝化作用。

2.2.2 土-水系統(tǒng)中氮素遷移轉(zhuǎn)化過程與損失分析 土—水界面、水—氣界面不斷發(fā)生的交換作用及生物化學(xué)反應(yīng)是土—水系統(tǒng)中氮素遷移轉(zhuǎn)化的主要原因。結(jié)合以上分析，施肥前至施肥后第15天土—水系統(tǒng)中氮素的含量變化及發(fā)生的主要生化反應(yīng)如表4所示。

由表4可知，施肥后第15天系統(tǒng)中以有機氮（尿素分子）形式存在的氮素含量為779.18 mg。故施入土壤的4460 mg尿素中約有3680.82 mg尿素在脲酶作用下水解為NH4+-N，由式（1）計算得出NH4+-N生成量應(yīng)為2208.49 mg。其中，相較施肥前（第0天），土-水系統(tǒng)中NH4+-N總增加量為1784.82 mg，故參與遷移轉(zhuǎn)化的NH4+-N量為423.67 mg。

由表4中的主要反應(yīng)可知，土-水系統(tǒng)中NH4+-N主要通過氨揮發(fā)和生物硝化作用進行遷移轉(zhuǎn)化。

（1）氨揮發(fā)。尿素深施方式下，在15天的試驗期間，土—水系統(tǒng)中累計氨揮發(fā)量變化如圖3所示。

由圖3可知，施肥后第15天累計氨揮發(fā)量達到21.54 kg/hm2。根據(jù)模擬裝置土壤表面面積0.138 m2可計算出，該系統(tǒng)氨揮發(fā)損失量為290.79 mg。

圖3 土-水系統(tǒng)中累計氨揮發(fā)量變化

（2）硝化反應(yīng)。由上述分析可知，參與遷移轉(zhuǎn)化的NH4+-N量為423.67 mg。結(jié)合氨揮發(fā)量可計算出，系統(tǒng)中參與硝化反應(yīng)的NH4+-N量約為132.88 mg。結(jié)合式(2)可計算出系統(tǒng)中硝化反應(yīng)生成的NO3--N量約為457.70 mg。

（3）反硝化反應(yīng)。硝化反應(yīng)生成的NO3--N部分留在表層水中，部分通過土—水交換作用進入土壤后，或被土壤吸附，或發(fā)生反硝化反應(yīng)消耗。

由式(5)～(9)可知，NO3--N、NO2--N均可作為反硝化反應(yīng)的底物。表4中，相較施肥前（第0天），施肥后第15天土—水系統(tǒng)中NO3--N總增加量為90.26 mg，NO2--N減少量為62.04 mg。結(jié)合上述分析可計算得到發(fā)生反硝化反應(yīng)消耗的NO3--N量應(yīng)為367.44 mg；消耗的NO2--N量為62.04 mg。

表4 施肥前后土—水系統(tǒng)中氮素含量變化及主要反應(yīng)

綜上所述，土—水系統(tǒng)中通過氨揮發(fā)和反硝化反應(yīng)損失的N元素量如表5所示。

由表5可知，土-水系統(tǒng)中損失的N元素含量為328.02 mg，與2.1中整個土-水系統(tǒng)中損失的N元素含量為325.43 mg基本吻合。此外，系統(tǒng)中通過反硝化反應(yīng)損失的N元素含量約占總損失量的31.05%，而氨揮發(fā)損失的N元素含量約占68.95%，故系統(tǒng)中的N元素損失以氨揮發(fā)為主。

表5 土—水系統(tǒng)中N元素損失量

3 結(jié)論

尿素深施方式下，施肥后15天內(nèi)尿素水解率可達到82.53%，其中水解后存在于土壤中的氮素占73.30%、表層水中占8.71%，發(fā)生生化反應(yīng)損失的氮素約占19.78%。施肥后15天內(nèi)滯留于土壤或表層水中暫未被分解的尿素為總施入量17.47%，其中土壤中占97.62%；表層水中占2.38%。

尿素深施方式下，氮素在土—水系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化途徑為表層水中以氨揮發(fā)和硝化反應(yīng)為主，土壤中以反硝化反應(yīng)為主。土-水系統(tǒng)中的氮素損失主要來源于氨揮發(fā)及生物反硝化作用，損失量約占總施肥量的14.86%，其中通過反硝化反應(yīng)損失的N元素量約占31.05%，通過氨揮發(fā)損失的N元素量約占68.95%。