不同土地利用类型氨挥发氮同位素自然丰度特征

白潇，遆超普，颜晓元，李淼，陶莉敏，彭凌云，周伟

（1.土壤与农业可持续发展国家重点实验室，中国科学院南京土壤研究所，南京 210008；2.中国科学院大学，北京 100049；3.中国科学院常熟农业生态实验站，江苏 常熟 215555）

氨（NH）是活性氮的重要组成部分，对环境和人类健康都具有重要的影响。尽管低浓度NH对人类健康无害，但高浓度的NH可与大气中的酸性物质发生中和反应，生成硫酸铵、亚硫酸铵、硝酸铵、氯化铵等铵盐气溶胶。研究表明水溶性气溶胶粒子占PM质量浓度的50%左右。大气中的NH不但对空气质量、人体健康和太阳辐射有重要的影响，而且可以通过大气环流进行长距离传输，对其他地区的生态环境存在潜在影响。另外，大气NH又通过干湿沉降方式返回至陆地与海洋生态系统，是氮沉降的主要组分，过量的氮沉降可引起土壤酸化和水体富营养化，影响陆地和海洋生态系统的生产力与稳定性。

我国是全球最大的NH排放国，其中农业源NH排放量为12.35 Tg（以N计），几乎是1978年NH排放量的两倍。其中农业源NH排放贡献率为80%～90%，对大气NH的贡献较大。农田施氮导致的NH挥发是重要的排放源之一，占农业源排放的40%。而在农业源中，果蔬等种植方式引起的NH排放也呈现逐年增加的趋势，随着经济的发展及饮食结构的调整，果蔬等种植面积会逐渐增加，因而可能会导致更多的NH排放。

研究NH的来源是控污减排的重要前提和基础，对于提出和制定环境污染的措施与政策具有极其重要的科学意义。目前关于大气NH来源的研究方法主要是排放清单法和模型模拟法。其中排放清单法是根据详实的活动水平数据，选用适当的估算方法，对某一地区不同排放源的各种排放量进行估算，以此解析NH排放特征、趋势并制定相关控制措施。NH排放清单法在全球及区域尺度均有广泛报道。基于该方法，WANG等估算了我国农田NH排放，结果表明，26%的NH排放来自蔬菜，21%来自玉米，21%来自水稻，7%来自果园，6%来自小麦。但排放清单法的排放系数以静态系数为主，时间分辨率较低，且系数不同会导致结果存在很大的不确定性。由此又发展了多种NH排放估算模型，如使用自上而下的统计分析方法结合自下而上的排放驱动模型估算我国大气NH湿沉降通量的空间和季节变化。模型模拟法虽然能获取高时空分辨率的结果，但是需要大量地面观测数据的支撑和验证。

越来越多的研究开始关注使用氮稳定同位素技术解析不同NH排放源对大气NH的贡献。有研究指出，不同NH排放源表现出不同的氮同位素自然丰度特征（δN-NH）。例如，农业源排放的NH的δN-NH值变化为-48～3‰，肥料和畜禽粪便排放的NH的δN-NH值为-56～-4‰。这些δN-NH值远低于自然NH挥发源和其他排放源。因此，可以利用δN-NH值的差异进行大气NH溯源。

尽管同位素溯源可以有效解析大气NH各个来源的贡献，但其前提是需要明确各个排放源的δN特征值。然而，土壤释放NH是一个复杂的过程，不仅受物理、化学和微生物等作用共同影响，而且还取决于土壤性质和施氮水平等外界因素的影响，这些因素都可能会直接或者间接地影响NH挥发的δN值。例如，施肥水平越高，农田土壤NH挥发的δNNH值越低；不同肥料配比水平也会对土壤NH挥发造成影响，从而影响土壤NH挥发的δN-NH值，增施钾肥会显著增加土壤NH挥发，而降低挥发的δN-NH值。CEJUDO等指出土壤pH较高时，N由于自身质量较轻而更易于挥发出来，导致挥发的δN-NH值较低。另外，氮稳定同位素的物理性质（如分子间弱相互作用力、扩散速率和在相变界面上的传导率等）会因其质量的不同导致物质反应前后在同位素自然丰度上有明显差异，因而发生同位素分馏效应，使δN-NH值变化较大。WELLS等向草地生态系统中施入氮肥后，发现3种施肥土壤NH挥发过程的δN值均随时间推移呈现出贫化趋势。

目前并没有开展关于我国果蔬林土壤NH挥发过程中δN-NH值的研究，这部分数据的缺乏，会导致同位素溯源结果存在一定的不确定性。因此，本研究选取果蔬林土壤为研究对象，拟明确果蔬林土壤NH挥发δN值的特征并揭示其变化规律及影响因素。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

本研究选取了3种不同土地利用类型土壤为研究对象，其中果园土壤和菜地土壤采自江苏常熟农田生态系统国家野外科学观测站（31°32'N，120°41'E），竹林土壤来自江苏南京紫金山（32°16'N，118°53'E）。果园土壤自2005年以来一直用于葡萄种植，菜地土壤自2009年一直用于蔬菜种植，林地则为人工种植多年生毛竹林。3种土地利用类型的土壤施N量分别为590 kg·hm（包含240 kg·hm有机氮肥和350 kg·hm化学氮肥）、600 kg·hm（化学氮肥）和50 kg·hm（化学氮肥）。样品采集时，分别针对果园、菜地和林地选取地形一致、施肥耕作措施和作物生长状况基本相同的典型样地，采用五点取样法取同一地块的5个子样点表层土壤（0～20 cm）混合组成1个样本，带回实验室经自然风干后，去除肉眼可见的杂质（石块和植物根系等），研磨并过2 mm筛后充分混匀，室温下储存备用。供试土壤的基本理化性质见表1。

表1 供试土壤理化性质Table 1 Physical-chemical properties of tested soil

1.2 NH3挥发试验设计

在受控的实验室条件下进行NH挥发试验。采用海绵吸收法测定挥发过程中的NH，该方法在CHEN等的基础上进行了改进：首先将直径5.5 cm、厚1 cm的圆形海绵（圆形海绵均匀吸收5 mL 0.3 mol·LHSO吸收液，吸收液可完全吸收试验中土壤挥发出的NH）置于培养瓶的颈部，收集瓶中土壤挥发出的NH，然后在瓶盖正中凿出直径为1.4 cm的圆形小孔，将直径1.4 cm的硬质橡胶圆管塞入瓶盖正中的圆形小孔中，再将含有上述吸收液的海绵塞入硬质橡胶圆管的孔中，以免在收集时发生空气交换，从而有外部NH进入系统。试验设置对照（不施氮）和施63.36 mg尿素（相当于180 kg·hmN）两个处理，每个处理3次重复。本研究中尿素的δN值为-3.6‰±0.1‰。具体操作过程：（1）选取上述3种不同土地利用类型的土壤，称量100 g风干土加入500 mL塑料培养瓶中（直径为8.5 cm）；（2）将尿素溶于去离子水施入施氮处理组，同时用去离子水将每个培养的土壤含水量调节至80%的含水孔隙空间（WFPS）；（3）将带有硬质橡胶圆管的瓶盖和塑料培养瓶盖紧，并将培养瓶放入（25±3）℃、95%湿度的培养箱中，连续培养15 d。

本次试验采用非破坏式采样，即一开始就将整个培养过程的取样次数考虑在内，并设置相应重复。培养过程中分别于第1、2、3、4、5、6、7天和第15天对培养后的土壤和海绵进行采样。每个采样间隔均将土壤搅拌均匀。每次采样后，用50 mL 1 mol·L的KCl溶液200 r·min浸提2.5 h收集海绵中吸收的NH，用Whatman 42（2.5µm）定量滤纸过滤，用Skalar San++流动分析仪（Breda，荷兰）测定滤液的NH-N浓度。

1.3 土壤理化性质测定

1.4 NH3挥发过程δ15N的测定

1.5 数据处理与分析

2 结果与分析

2.1 土壤理化性质变化规律

图1 施用尿素后培养期内土壤浓度的变化规律Figure 1 Changes of soil concentration after urea application during the incubation period

图2 施用尿素后培养期内土壤浓度的变化规律Figure 2 Changes of soil concentration after urea application during the incubation period

土壤pH变化规律如图3所示，试验过程中，3种土壤pH均在施入尿素后的第1天达到峰值，果园、菜地和林地的pH分别为7.11±0.08、7.38±0.02和6.42±0.02。3种土壤的pH均随着时间延长缓慢降低，在试验第7天时达到最低，到试验第15天时pH又升高。试验第15天，果园、菜地和林地的pH分别为5.77±0.02、6.96±0.01和5.52±0.08。培养过程中土壤pH均值水平总体表现为菜地＞果园＞林地，且3种土壤之间均有显著差异（＜0.05）。

图3 施用尿素后培养期内土壤pH的变化规律Figure 3 Changes of soil pH after urea application during the incubation period

2.2 土壤铵态氮同位素自然丰度值变化规律

图4 施用尿素后培养期内土壤δ15值的变化规律Figure 4 Changes of soil δ15 value after urea application during the incubation period

2.3 土壤NH3挥发及其同位素δ15N的特征

3种土壤的NH挥发累积量随着培养时间的推移逐渐增加（图5）。试验第15天时，果园、菜地和林地土壤的NH挥发累积量（以N计）分别为（2.63±0.43）、（4.63±0.26）mg和（1.49±0.16）mg。在整个培养周期内，培养过程中土壤的NH挥发累积量均值总体表现为菜地＞果园＞林地，且3种土壤之间均具有显著差异（＜0.05）。

图5 施用尿素后培养期内土壤NH3挥发累积量的变化规律Figure 5 Changes of the cumulative amount of soil NH3 volatilization after urea application during the incubation period

不同土地利用类型土壤NH挥发过程中同位素δN值的特征不同（图6）。随着土壤NH挥发的进行，3种土壤NH挥发δN-NH值先降低，之后随培养时间推移缓慢升高。在整个试验过程中，果园、菜地和林地土壤的NH挥发δN-NH值变化范围为-27.98‰～-13.29‰、-29.26‰～-18.52‰和-9.85‰～10.22‰，其均值分别为-19.31‰±6.14‰、-24.58‰±3.31‰和0.98‰±9.25‰。土壤NH挥发δN-NH均值总体表现为林地＞果园＞菜地，且3种土壤之间均具有显著差异（＜0.05）。

图6 施用尿素后培养期内土壤NH3挥发δ15N值的变化规律Figure 6 Changes of δ15N value of soil NH3 volatilization after urea application during the incubation period

2.4 土壤理化性质与土壤NH3挥发δ15N-NH3值的关系

表2 影响土壤NH3挥发δ15N-NH3的因素Table 2 Factors affecting δ15N-NH3value of soil NH3 volatilization

3 讨论

3.1 不同土地利用NH3挥发的δ15N-NH3特征

通过排放源δN-NH值的差异结合同位素溯源模型获取不同排放源的贡献，是当前大气NH溯源的新手段，但是大气NH排放源δN-NH值的研究数据缺乏，尤其是对于果蔬林的土壤NH挥发全过程δN-NH变化规律的研究较少，这部分数据的缺失会直接影响源解析结果的精确性。本研究结果显示，与其他土地利用类型的结果相比，果园、葡萄园和人工林地NH挥发过程的δN-NH有很大差别。如表3所示，本研究结果中林地δN-NH值相对于草地、水稻和小麦轮作系统以及玉米等土壤都处于较高水平；而果园的δN-NH值介于TI等对水稻土的研究结果和WELLS等对草地的研究结果之间。WELLS等的研究中肥料类型分别为尿素和家畜尿液；TI等施肥水平分别为0、20、180、360 kg·hm尿素（以N计）。本研究菜地的δN-NH值高于CHANG等的研究结果，与WELLS等研究的草地δN-NH值比较接近（表3）。CHANG等的研究是直接向1 L土壤加入100 g尿素。林地土壤由于培养前3 d NH挥发量极少（图5），可能会受测试试剂和测试技术影响，导致其1～3 d的δN-NH值为正（图6）。

表3 不同土地利用类型土壤NH3挥发δ15N-NH3值Table 3 δ15N-NH3 value of soil NH3 volatilization from different land use types

3.2 果蔬林土壤NH3挥发δ15N-NH3值的影响因素

土壤类型、施肥条件都是影响土壤NH挥发δN-NH值 的 重 要 因 素。通 过 土 壤NH挥 发δN-NH值与其相关因素之间的关系分析（表2），可发现本研究中果蔬林土壤NH挥发过程受多种因素的影响，从而直接或间接地影响δN-NH值的变化。土壤NH挥发过程是一个物理、化学和生物共同作用的过程，具有一定的时间变化规律，一般集中在施肥后的15 d内，并且挥发峰值通常出现在2～4 d。相比于N，N更轻，因此更易挥发，这一特点会导致整个农田氮肥NH挥发过程存在分馏效应，使得挥发出的NH的δN值存在较大差别。TI等通过长期野外试验和室内培养试验，指出稻麦轮作土壤δN-NH值和NH挥发速率具有极显著的指数负相关关系，揭示了土壤NH挥发累积量对δN-NH值的影响。本研究中也发现果园、菜地和林地中土壤NH挥发累积量会影响土壤δN-NH值，二者之间呈现极显著二项式关系。

土壤pH通过影响土壤NH挥发潜力和土壤NH挥发量而影响土壤NH挥发δN-NH值，其原理是δN-NH值受NH挥发量的影响，而土壤pH影响土壤NH挥发，因此土壤pH是土壤δN-NH值的重要影响因素。TI等研究发现土壤NH挥发δN-NH值和pH呈现极显著负相关，即土壤pH越高，δNNH值越低，这与本试验的结果一致（表2），菜地的土壤pH最高，NH挥发累积量最高且伴随着最低的δN-NH值；林地土壤pH较低，因此挥发出的NH较少，相应地其δN-NH值就偏高。此外，在土壤氮循环过程中，δN-NH值也会受到其他转化途径的影响，例如：硝化过程会产生一定的分馏，分馏系数介于-12‰～29‰之间；同化过程会使生物体更加倾向于预先使用N，导致残留下来的氮同位素值变为正值，最终使得N富集而δN-NH值为正值。因此存在氮转化差异的土壤的δN-NH值可能会有一定的差别。

3.3 δ15N-NH3值对大气NH3溯源的影响

利用农田排放源δN-NH值与其他排放源的δN-NH值差异，可以进行大气NH的溯源。由于不同土地利用类型土壤δN-NH值存在一定的差别，所以使用固定的农田土壤δN-NH值而不考虑土地利用类型等因素，会导致溯源结果的不确定性。本研究中假定以下两种情形：第一种情形是设定大气中NH的δN-NH值为-20‰，其主要来源于动物养殖、人类废弃物、火电厂和汽车尾气排放，相应的NH的δN-NH值分别取-28‰、-38‰、-6‰和-12‰，根据本研究结果，农田NH挥发源的δN-NH值取-26‰；而第二种情形假定其他来源数值不变，而农田NH挥发的δN-NH值为-34.8‰。利用IsoSource源解析模型（IsoSource v.1.3.1，USEPA）分别对以上两种情形进行大气NH的源解析，结果发现两种情形下各种源对大气NH的贡献差异较大。第一种情形中农田NH挥发所占的比例为14.4%，而第二种情形中为20.2%，农田源的占比提高了40.3%。顾梦娜等也指出农业源δN-NH特征值的改变会造成农业源贡献率发生20%的变化。因此精确的大气NH溯源需要首先明确各个来源的δN-NH值。尽管本研究指出了果园、菜地和林地土壤的δN-NH均值分别为-19.31‰±6.14‰、-24.58‰±3.31‰和0.98‰±9.25‰，但本试验结果为室内控制条件下获取，其他条件，如温度、水分和肥料类型等都可能影响δN-NH值，从而导致模拟结果与野外原位观测结果有一定的差别。因此，未来研究需要根据特定区域、特定土壤类型等条件下的δN-NH值来进行大气NH的溯源，从而为大气污染治理提供更详细的理论依据。

4 结论

（3）使用源解析模型，并采用本试验中不同的同位素值对大气NH进行源解析，发现采用不同的NH挥发δN-NH值会导致溯源结果存在较大差异，进一步揭示了溯源解析中明确排放源δN-NH值的重要性。