長江三角洲農(nóng)田地下水反硝化對硝酸鹽的去除作用*

顏曉元 周 偉

（土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室（中國科學(xué)院南京土壤研究所），南京 210008）

長江三角洲（簡稱“長三角”）地區(qū)是我國主要的糧食生產(chǎn)區(qū)之一，也是氮肥施用量最高的地區(qū)之一，由此造成的地下水硝態(tài)氮污染問題早有報道［1］，但關(guān)于該地區(qū)農(nóng)田地下水的研究多集中于稻麥輪作稻田。近年來，隨著城市化的發(fā)展，長三角地區(qū)越來越多的水稻田轉(zhuǎn)變?yōu)槭卟说睾凸麍@［2］，已有的研究發(fā)現(xiàn)，蔬菜地和果園表層土壤存在明顯的累積［3-4］。由于容易隨水擴散，累積在表層土壤中的會隨降水或灌溉水淋洗出作物根層，直至進入地下水，或者累積于深層土壤［5］。例如，Zhou等［6］研究表明，中國北方半干旱農(nóng)田土壤剖面普遍存在明顯的N累積，其中最高值出現(xiàn)在果園土壤，在0～4 m土壤剖面累積量高達2 155 kg·hm-2（以N計，下同），即便是累積量最小的小麥土壤，N累積量也高達453 kg·hm-2。

地下水通常埋藏于地表之下，土壤的阻滯作用與水壓的存在，使得地下水中的氣體難以逸散至地表，因此，可通過測定地下水中溶解態(tài)N2總濃度及其自然溶解度，二者的差值可表示為反硝化所產(chǎn)生N2（以下簡稱“exN2”），該法被稱之為N2直接定量法。Blicher-Mathiesen等［12］發(fā)現(xiàn)地下水中exN2的增加量與NO3--N的減少量相吻合，認為可利用N2直接定量法來研究地下水反硝化。Fox等［13］也發(fā)現(xiàn)exN2濃度與地下水反硝化速率之間有著很好的相關(guān)性，即高濃度的exN2出現(xiàn)在反硝化速率最高的河岸地區(qū)，而在反硝化較弱的農(nóng)田緩沖帶，地下水exN2濃度較低。其他研究者也發(fā)現(xiàn)了類似的規(guī)律，說明N2直接定量法能真實反映地下水反硝化的強弱［13］。膜進樣質(zhì)譜儀（MIMS）可通過測定水樣中N2∶Ar的變化，獲得水中溶解性N2的濃度，與同位素質(zhì)譜法（IRMS）相比，MIMS測定水中溶解態(tài)N2無需繁瑣的前處理過程，測定過程簡單快速，費用也大幅降低［14］。N2直接定量法不但可用來評估反硝化反應(yīng)的強弱，還能推算出地下水的初始濃度，因此，被廣泛用于含水層土壤和地下水反硝化研究。

本研究以太湖地區(qū)3種典型農(nóng)田為研究對象，通過兩年的野外觀測結(jié)合室內(nèi)培養(yǎng)實驗研究了不同種植模式下農(nóng)田地下水及exN2的濃度變化，目的在于：（1）探明不同種植模式下農(nóng)田土壤及地下水濃度剖面分布特征；（2）驗證農(nóng)田土壤剖面是否存在累積現(xiàn)象；（3）明確反硝化對地下水的去除效率及主要影響因素。

1 材料與方法

1.1 研究地點概況

本研究依托中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站（31°32′N,120°41′E）進行。該實驗站隸屬于太湖流域典型區(qū)域，農(nóng)業(yè)種植制度從偏重糧食生產(chǎn)轉(zhuǎn)向糧經(jīng)作物（水果和蔬菜）協(xié)調(diào)發(fā)展。該地區(qū)氣候類型為亞熱帶季風氣候，年平均氣溫16.1℃，年平均降水1 100 mm。選擇3種當?shù)氐湫娃r(nóng)業(yè)種植模式為研究對象，分別為水稻田、蔬菜地和葡萄園。水稻田為中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站長期試驗用地，面積約3 hm2，為稻麥輪作模式，氮肥年投入量為470 kg·hm-2。蔬菜地位于中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站北側(cè)1.5 km處，面積約4.5 hm2，2009年由水稻田轉(zhuǎn)變?yōu)槭卟说兀饕苑N植葉菜類蔬菜為主，氮肥年投入量約為600 kg·hm-2。葡萄園位于中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站南側(cè)2 km處，面積約5 hm2，2005年由水稻田轉(zhuǎn)變?yōu)槠咸逊N植園，氮肥年投入量約為590 kg·hm-2。供試土壤為當?shù)赜写硇缘钠胀撚藶橥粒鯑磐粒?/p>

1.2 樣品采集

1.2.1 原狀土壤采集 于2016年5月份進行土壤樣品采集。在水稻田、蔬菜地和葡萄園各隨機取3個采樣點，利用單人手持式高頻振動原狀土壤取樣鉆機（VD51，澳大利亞）進行取樣，每個采樣點取0～4 m完整土柱。每個點連續(xù)采樣4次，最后采至4 m深，共4根連續(xù)土柱。土壤采集后盡快帶回實驗站密封保存于4℃冰箱中，用于反硝化速率的測定。

1.2.2 地下水采樣井布設(shè) 2015年2月份建設(shè)地下水采樣井。在水稻田、蔬菜地和葡萄園各隨機確定3個采樣點，選擇管口直徑為6 cm的三型聚丙烯（PPR）管作為地下水采樣井，PPR管底部封口，四周開具直徑3 mm的小孔，并用100目的尼龍紗網(wǎng)包裹，以過濾水樣。選用與PPR管口徑相同麻花鉆在選定位置鉆孔至相應(yīng)深度，然后將PPR管插入鉆孔，埋設(shè)好的PPR管高于地面0.5 m，便于采樣。每個采樣點布設(shè)4個采樣深度，分別為1 m、2 m、3 m和4 m，共布設(shè)有36個地下水采樣井，采樣井分布見圖1。采樣井布設(shè)完畢后48 h內(nèi)抽空地下水5次以上，確保地下水取樣的準確性。

圖1 地下水采樣井點位分布Fig. 1 Distribution of the wells for sampling groundwater

1.2.3 地下水取樣 2015年4月至2017年4月進行地下水采樣，采樣頻次為每月2次，采樣前提前24 h將監(jiān)測井中的水抽干，以確保采集的水樣為新鮮水樣。利用可調(diào)速蠕動泵（BT100M，保定創(chuàng)銳泵業(yè)有限公司）采集地下水樣，蠕動泵流速控制在50 mL·min-1以內(nèi)，以減少采樣過程水中溶解性氣體的自然逸散，具體采樣過程參照Weymann等［15］所述方法。采集好的樣品存于7 mL螺口取樣瓶（Labco Limited, 英國）中，放入4 ℃冰箱保存，用于測定地下水中溶解性N2和Ar含量。另取一份水樣存于100 mL塑料瓶中用于測定地下水中N2O、溶解性有機碳（DOC）、和濃度。水樣采集的同時，利用手持式多參數(shù)水質(zhì)分析儀（YSI Exo 1 multiparameter probe，美國）原位測定地下水溫度（T）、pH、氧化還原電位（Eh）、鹽度（Sal）、電導(dǎo)率（Cond）和溶解氧（DO）。降水數(shù)據(jù)和地下水水位數(shù)據(jù)來自中國科學(xué)院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)實驗站的自動觀測數(shù)據(jù)。

1.3 樣品測定

1.3.2 土壤反硝化速率測定 取不同深度的地下水5 L帶回實驗室，用作培養(yǎng)實驗的上覆蓋水。將采集好的0～4 m土柱樣帶回實驗室后，將1 m長土層均分為3段，然后將其垂直置于裝滿原位上覆水的模擬培養(yǎng)裝置中，使土樣浸沒入上覆水中，水面高出土柱6 cm，不蓋蓋子，預(yù)培養(yǎng)8 h，使微生物恢復(fù)活性［16］。8 h后分別采集培養(yǎng)罐上覆水水樣，測定水中濃度，根據(jù)上覆水濃度，加入一定體積100 mg·L-1的硝酸鉀溶液，使培養(yǎng)罐上覆水濃度達到5 mg·L-1，然后擰緊蓋子，開始進行培養(yǎng)實驗，實驗室溫度調(diào)節(jié)至地下水年均溫度（20℃）。培養(yǎng)體系調(diào)試完畢后，立即取第一個水樣作為0 h 樣品，然后分別在2、4、6、8 h采樣，每個樣品取三個平行樣，取樣過程同Li等［9］所述方法。采集好的樣品置于4℃冰箱保存，用于測定水中溶解性N2濃度。

1.3.3 水中N2O和溶解性N2濃度測定 地下水中N2O濃度利用頂空取樣-氣相色譜法測定，具體過程見Terry等［17］所述方法。

利用MIMS（Bay Instruments, Easton, MD，美國）測定水中溶解性N2濃度。例如，MIMS測定N2和Ar的精度分別是小于0.5%、小于0.05%，而測定N2∶Ar（物質(zhì)的量比）精度小于0.03%。地下水水中N2源于生物過程（主要是反硝化）和物理過程（水氣平衡），而Ar溶解度主要受溫度、鹽度條件控制（純物理過程）。因此，可通過水樣N2∶Ar值計算其真實N2濃度，具體計算過程見Kana等［14］所述方法。

地下水水樣帶回實驗室后過濾（0.45 μm濾膜），用自動化學(xué)分析儀（SmartChem 140 discrete auto-analyzer, Westco Scientific Instruments, 美國）測定和濃度，用 TOC（總有機碳）分析儀（N/C 3100 multi-analyzer, Analytik Jena AG, 德國）測定地下水DOC濃度。

1.4 反硝化對地下水NON去除效率的計算

地下水中來自反硝化產(chǎn)生的N2用exN2表示，參照Weymann等［15］所推薦的計算方法。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

采用Shapiro-Wilk法對所有數(shù)據(jù)進行正態(tài)檢驗，對不符合正態(tài)分布的數(shù)據(jù)先進行l(wèi)og轉(zhuǎn)化，使其符合正態(tài)分布后，再進行統(tǒng)計分析，各參數(shù)間的相關(guān)性以斯皮爾曼（Spearman）相關(guān)系數(shù)表示。采用T檢驗比較不同種植模式及不同深度溶解性N2O和exN2濃度等參數(shù)差異顯著性，所有統(tǒng)計分析均由SPSS 18.0完成。

2 結(jié) 果

2.1 降水量和地下水水位變化

試驗期間降水量及地下水位變化如圖2所示。2015—2017年的年均降水量為1 410 mm，降水主要集中在夏季，單次最大降水出現(xiàn)在2015年6月17日，降水量高達131 mm。地下水位變化范圍為0.12～0.90 m，均值為0.57 m。地下水位主要受降水及灌溉的影響，因此，夏季地下水位通常較低，而秋冬季地下水水位較高。

圖2 試驗期間降水量和地下水水位變化Fig. 2 Precipitation and groundwater table during the observation period

2.2 三種種植模式下不同深度土壤無機氮含量

2.3 三種種植模式下不同深度地下水NON濃度

圖3 農(nóng)田土壤NON和NHN含量Fig. 3 Soil NON and NHN concentrations in soil profile in paddy field, vegetable field and vineyard

圖4 農(nóng)田地下水NON含量Fig.4 Groundwater NON concentration in soil profile in paddy field, vegetable field and vineyard

2.4 三種種植模式下不同深度土壤反硝化速率

土壤反硝化速率范圍為0.16～0.98 μg·g-1·d-1，最高值出現(xiàn)在葡萄園0～1 m土層（圖6）。3種種植模式下，土壤反硝化速率隨著采樣深度增加逐漸降低。0～1 m土層反硝化速率為3～4 m土層的3～5倍。3種農(nóng)田土壤0～1 m土層反硝化速率差異顯著（P＜0.05），至3～4 m土層，反硝化速率已無差異。0～4 m土層反硝化速率的平均值分別為0.30（水稻田）、0.37（蔬菜地）和0.44（葡萄園）μg·g-1·d-1，無顯著差異（P＞0.05）。

2.5 地下水中N2O和exN2濃度

3種種植模式下地下水N2O濃度隨著采樣深度增加逐漸降低（圖7），其中，水稻田各深度N2O濃度差異不顯著（P＞0.05）。相同深度，N2O濃度由大到小依次為葡萄園、蔬菜地、水稻田。水稻田地下水N2O濃度無明顯季節(jié)變化，葡萄園和蔬菜地1 m和2 m處地下水N2O濃度存在明顯的季節(jié)變化和年際差異（圖8），高濃度N2O主要出現(xiàn)在春夏季（P＜0.01）。

圖5 農(nóng)田地下水NO3--N含量時間變化規(guī)律Fig. 5 Temporal variation of groundwater NO3--N relative to depth and land use type

圖6 農(nóng)田土壤反硝化速率Fig. 6 Soil denitrification rate relative to depth and land use type

地下水exN2濃度由高到低依次為葡萄園、蔬菜地、水稻田，但exN2濃度隨采樣深度變化不一，其中，水稻田地下水exN2濃度隨采樣深度而增加，而在葡萄園和蔬菜地，隨著采樣深度增加，exN2濃度呈現(xiàn)先增（1～2 m）后減（2～4 m）的趨勢（圖7）。葡萄園和蔬菜地地下水exN2均呈現(xiàn)明顯的季節(jié)變化，其中高濃度值均出現(xiàn)在春夏季，水稻田地下水exN2濃度季節(jié)變化不明顯（圖8）。

2.6 反硝化對地下水NON的去除效率

3 討 論

3.1 不同深度土壤及地下水NON濃度

圖7 農(nóng)田地下水N2O和反硝化產(chǎn)應(yīng)的N2（exN2）濃度Fig. 7 Groundwater N2O and exN2 concentrations relative to depth and land use type

圖8 農(nóng)田地下水N2O和exN2季節(jié)變化Fig. 8 Temporal variability of groundwater N2O and exN2 relative to depth and land use type

其次，3種種植模式下，雖然氮肥施用量不存在顯著差異，但施肥方式卻大為不同。在葡萄園，57%氮肥（340 kg·hm-2）作為基肥在3月份一次性施入，剩余氮肥（250 kg·hm-2）在接下來的4月—6月當作追肥施用。由于葡萄喜歡干旱的土壤環(huán)境，葡萄園施肥通常在雨前或灌溉前進行，短時間內(nèi)（3月—6月）投入大量氮肥，加上太湖地區(qū)春夏季多雨的氣候加劇了的淋溶，因此，太湖地區(qū)果園土壤及表層地下水通常高于菜地和稻田［2-4］。尤其是在3月份，此時葡萄正處于生長恢復(fù)期，對營養(yǎng)的需求不旺盛，大量基肥的施用，不但增加了土壤中的累積［19］，有機肥帶入的大量有機物質(zhì)還會促進表層土壤硝化過程，加劇了的淋溶，因此，春季葡萄園地下水遠高于其他時期。蔬菜地一般是在播種前施用基肥，蔬菜生長季少量或者不追施氮肥，因此，高濃度均出現(xiàn)在蔬菜播種期。雖然蔬菜地的施肥量與葡萄園相當，但單次施肥量較少（約為120 kg·hm-2），并且蔬菜種植過程中澆水較為頻繁，更為濕潤的水分條件使得蔬菜地表層土壤反硝化要強于葡萄園，因此，蔬菜地表層土壤及地下水濃度低于葡萄園。

圖9 反硝化對地下水NO3--N去除效率（RE）Fig. 9 Removal efficiency of groundwater NO--N by denitrification relative to depth and land use type3

表1 地下水exN2、N2O和RE與各參數(shù)之間的相關(guān)性（Spearman）Table 1 Spearman correction coefficient and significance matrix between the variables

種植模式的轉(zhuǎn)變還會改變表層土壤的氮素轉(zhuǎn)化過程，王敬等［20］研究表明，太湖地區(qū)稻麥輪作農(nóng)田轉(zhuǎn)變?yōu)槠咸褕@后，提高了土壤硝化速率，導(dǎo)致更多的累積于土壤中。由此可見，太湖地區(qū)水稻田改為旱作的葡萄園和蔬菜地，不僅改變了氮肥施用方式，同時也改變了表層土壤氮素轉(zhuǎn)化過程，二者共同作用增加了在表層土壤累積。

與其他研究者在中國華北及西北高氮投入農(nóng)田的研究結(jié)果類似，本研究也發(fā)現(xiàn)蔬菜地和葡萄園表層土壤存在累積現(xiàn)象［6］，長三角地區(qū)氮肥投入量高，降水量大，加上較低的地下水位（圖2），表層累積的極易向下遷移，更易對地下水水質(zhì)構(gòu)成威脅，因此，在作物施肥期可觀察到地下水濃度急劇上升的現(xiàn)象，但施肥過后，濃度迅速下降，并維持較低值，直至下一次施肥。本研究還發(fā)現(xiàn)隨著采樣深度的增加，土壤及地下水中濃度急劇降低，至4 m處，3種種植模式下土壤和地下水已無差異。可見，雖然長三角地區(qū)高氮投入農(nóng)田如蔬菜地和葡萄園表層土壤濃度非常高，但深層土壤及地下水未出現(xiàn)累積的現(xiàn)象，可能與該地區(qū)地下水中存在較強的反硝化作用有關(guān)。

3.2 反硝化對NON的去除作用

有研究者認為，與其他高氮投入?yún)^(qū)相比，長三角地區(qū)稻田地下水濃度較低，可能與該地區(qū)稻田土壤存在較強的反硝化作用有關(guān)［7］。例如，Bu等［10］利用消失法發(fā)現(xiàn)太湖地區(qū)農(nóng)田緩沖帶能消減67.5%～88% 地下水同時伴隨著δ15N-升高，據(jù)此推斷反硝化是消除地下水的主要機制。但由于研究方法的限制，已有的研究僅能證明反硝化的發(fā)生，無法量化其對的去除效率［10-11］。本研究利用N2直接定量法，首次量化了反硝化對地下水的去除效率，在0～4 m的剖面范圍內(nèi)，3種種植模式下反硝化對去除效率（RE）分別為65%、83%和76%。

3.3 地下水反硝化的影響因素

根據(jù)化學(xué)計量法測算，1 mg DOC可消耗0.93 mg據(jù)此測算，本研究中地下水DOC含量足夠反硝化微生物所需，理論上去除效率應(yīng)當接近100%，但實際去除率僅有65%～83%。有研究發(fā)現(xiàn)地下水DOC含量僅為2 mg·L-1時，反硝化對地下水的去除率（88%～95%）卻高于本研究［26-28］。本研究也發(fā)現(xiàn)，雖然葡萄園地下水中DOC含量高于蔬菜地，但去除效率卻低于蔬菜地（圖9），這說明地下水中DOC含量高并不表示反硝化活性也高。Siemens等［29］認為地下水中反硝化微生物僅能利用來自作物根系分泌的有機物質(zhì)，來自表層土壤分解產(chǎn)生的DOC難以被微生物利用。還有研究發(fā)現(xiàn)，土壤和沉積物反硝化速率與DOC含量相關(guān)性并不顯著，而與顆粒態(tài)有機碳含量關(guān)系密切［30］。此外，不同種植模式下，根系深淺及根系分泌物種類存在差異，也會影響地下水反硝化過程［31］。這說明與濃度高低相比，DOC的生物有效性對地下水反硝化活性更為重要。

土壤類型也是影響反硝化活性的重要因素。本研究區(qū)域表層土壤多為壤質(zhì)黏土，部分深層次土壤（2～3 m）為黏壤土。由于土壤黏粒含量高，造成土壤飽和導(dǎo)水率較低，隨水運移速度較慢，增加了反硝化進行的時間，有利于反硝化對的去除［8］。

圖10 硝酸鹽去除率（RE）與地下水NON、DO和DOC的相關(guān)性Fig. 10 Correlation of RE with NON, DO and DOC concentration in groundwater

3.4 地下水反硝化對區(qū)域氮素平衡的影響

圖11 不同深度地下水中各形態(tài)氮濃度Fig. 11 Mean concentrations of exN2, NHN, NON and N2O in groundwater relative to depth and land use type

Fox等［13］將以溶解性氣態(tài)氮形式損失的氮定義為“消失的氮（Missing nitrogen）”，認為這一部分氮對于評估區(qū)域氮素平衡十分重要。Gardner等［28］利用經(jīng)驗?zāi)Ｐ凸浪懔艘粋€小流域氮素的各種去向，發(fā)現(xiàn)如果將“消失的氮”納入其中，將極大地提高模型的準確度。就本研究而言，在葡萄園和蔬菜地，65%～83%地下水被反硝化所消耗，以exN2的形式存在于地下水。鑒于淋溶損失是太湖地區(qū)旱作農(nóng)業(yè)氮素最大的損失途徑（12%～20%）［32］，由地下水反硝化造成的氣態(tài)氮素流失也將非常可觀，但現(xiàn)有的研究在計算氮素淋溶損失時，測定的地下水實際是經(jīng)反硝化消耗后殘留的并非初始濃度，因而會低估淋溶損失量［30］。

朱兆良［33］曾對我國農(nóng)田化肥氮去向進行了評估，認為有13%的氮素去向不明，以溶解性氣態(tài)氮流失的氮可能就是尚不明確的去向之一。對于淋溶損失嚴重的果園和蔬菜地，明確“消失的氮”的量將有助于區(qū)域氮素損失的準確估算。N2直接定量法通過exN2濃度反推地下水初始濃度，有助于更為準確估算淋溶損失量［28］。

4 結(jié) 論