尿素深施后模擬水田系統(tǒng)中氮素的遷移轉(zhuǎn)化途徑

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(duì)氮素遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生的影響。而針對(duì)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(yàn)基地的稻田土作為研究對(duì)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(yàn)裝置及材料

模擬裝置：試驗(yàn)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(duì)試驗(yàn)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(yàn)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(yàn)設(shè)計(jì)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(dá)到水分飽和，持續(xù)一個(gè)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(jì)）。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(jì)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(duì)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(shí)驗(yàn)過程中定期補(bǔ)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(cè)定表層水中的pH、水溫、溶解氧，并取樣測(cè)定氮素濃度，同時(shí)每隔2天取樣測(cè)定氨揮發(fā)量。在實(shí)驗(yàn)結(jié)束后分層(0～20、20～40 cm)取樣測(cè)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(yàn)在四川省西南科技大學(xué)水處理與污染控制中心實(shí)踐教學(xué)基地，于2021年8—9月進(jìn)行。

1.3 分析項(xiàng)目與測(cè)定方法

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

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

氨揮發(fā)測(cè)定方法：采用通氣式氨揮發(fā)測(cè)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(cè)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?fù)p失量

尿素深施方式下，在15天的試驗(yàn)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(shí)間的變化如圖1所示；實(shí)驗(yàn)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(shí)間的變化

結(jié)合試驗(yàn)前后表層水、土壤中氮素的含量變化，可初步對(duì)土-水系統(tǒng)中的氮素?fù)p失量進(jìn)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(shí)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(duì)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(yàn)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(zhǎng)以及亞硝化反應(yīng)的發(fā)生，從而促進(jìn)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(shí)，李東等[17]的研究結(jié)果證實(shí)，當(dāng)DO提高至1.42～1.51 mg/L時(shí)，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(yàn)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(jìn)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(yàn)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(zhǎng)。

綜上分析可知，整個(gè)試驗(yàn)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(jī)氮。表層水中的TN主要包括無機(jī)氮和有機(jī)氮2種氮素形態(tài)，其中無機(jī)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(jì)，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(jī)氮的含量。

通過計(jì)算可知，施肥前（第0天）表層水中有機(jī)氮濃度為1.86 mg/L；施肥后第5天，表層水中有機(jī)氮濃度升高至最大值9.52 mg/L。且對(duì)比空白組(CK)可以發(fā)現(xiàn)，不施肥情況下表層水中有機(jī)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(jī)氮通過土-水交換進(jìn)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(jī)氮的含量，因此施肥后表層水中有機(jī)氮增加量可全部視為尿素分子。

相較施肥前表層水中有機(jī)氮濃度1.86 mg/L，施肥后第15天表層水中有機(jī)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(jī)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(jī)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(jī)氮。土壤中無機(jī)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(jì)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(jī)氮。全氮主要包括有機(jī)氮和無機(jī)氮，根據(jù)表2中各氮素含量則可計(jì)算出施肥后第15天土壤中有機(jī)氮的增量為760.62 mg，由于施肥時(shí)無其他有機(jī)態(tài)氮源輸入，即增加的有機(jī)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(jī)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?fù)p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(gè)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(jìn)行固氮作用，而自生固氮菌可自由生活，能獨(dú)立進(jìn)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(jìn)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(jìn)行固氮作用，若固氮量過高反而會(huì)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(jì)。

（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(shí)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(jìn)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(jìn)入到表層水中，進(jìn)而通過水—?dú)饨缑鎿]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(yàn)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(dòng)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(shí)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(shí)），氧氣的擴(kuò)散系數(shù)極小，故土壤中硝化反應(yīng)作用微弱。

對(duì)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(jìn)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(zhǎng)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(jìn)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—?dú)饨缑嬉莩鐾痢到y(tǒng)。

研究表明，反硝化菌對(duì)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(dá)到0.3～1.5 mg/L時(shí)，反硝化過程就停止了。由于氧會(huì)與硝酸鹽競(jìng)爭(zhēng)電子供體，同時(shí)分子態(tài)氧會(huì)抑制硝酸鹽還原酶的合成及其活性，因此溶解氧對(duì)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(jìn)行，因此整個(gè)試驗(yàn)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(shí)間長(zhǎng)，生長(zhǎng)條件相對(duì)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(duì)其生長(zhǎng)的影響來判斷該反應(yīng)是否會(huì)在土—水系統(tǒng)中發(fā)生。

對(duì)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(yàn)過程中，水溫維持在24.7～25.3℃、土壤pH在施肥后第15天可達(dá)到pH 8.22～8.47，因此土壤中可滿足厭氧氨氧化菌生長(zhǎng)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(duì)反應(yīng)底物NO2-會(huì)產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)作用。由于厭氧氨氧化菌倍增時(shí)間長(zhǎng)，而反硝化菌倍增時(shí)間短，生長(zhǎng)速率更快，故反硝化菌處于優(yōu)勢(shì)地位。同時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)的存在也會(huì)對(duì)厭氧氨氧化菌有一定的抑制作用。有機(jī)質(zhì)作為反硝化過程的電子供體，會(huì)增加反硝化對(duì)NO2--N的利用率，進(jìn)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(huì)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?fù)p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—?dú)饨缑娌粩喟l(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(jī)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(jì)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(jìn)行遷移轉(zhuǎn)化。

（1）氨揮發(fā)。尿素深施方式下，在15天的試驗(yàn)期間，土—水系統(tǒng)中累計(jì)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(jì)氨揮發(fā)量達(dá)到21.54 kg/hm2。根據(jù)模擬裝置土壤表面面積0.138 m2可計(jì)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(jì)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(jì)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(jì)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(jìn)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(jì)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(gè)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?fù)p失以氨揮發(fā)為主。

表5 土—水系統(tǒng)中N元素?fù)p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(dá)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?fù)p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%。