不同肥源條件下Zn對農(nóng)田土壤N2O排放的影響及其機制

周金蓉,張 婷,馮廉潔,蔣靜艷

不同肥源條件下Zn對農(nóng)田土壤N2O排放的影響及其機制

周金蓉,張 婷,馮廉潔,蔣靜艷*

(南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,江蘇 南京 210095)

為探究鋅(Zn)污染對農(nóng)田土壤氧化亞氮(N2O)排放的影響,分別以豬糞和尿素為肥源進行室內(nèi)培養(yǎng)實驗,對比分析不同含量Zn(0、50、500、1500和5000mg/kg)對N2O排放的影響及其機制,并在培養(yǎng)第52d向所有處理再次添加尿素以探究其長期效應(yīng),共培養(yǎng)80d.結(jié)果表明:第1次添加肥料階段,在尿素為肥源處理中不同含量Zn均表現(xiàn)為顯著抑制作用(0.05),而豬糞為肥源處理中除50mg/kg無顯著影響外(>0.05),其它含量處理均顯著促進N2O排放(<0.05).第2次添加肥料階段,不同肥源條件下Zn的作用規(guī)律一致,即50mg/kg無顯著影響(>0.05),500和1500mg/kg顯著提高N2O排放而5000mg/kg處理與之相反(0.05).此階段500、1500和5000mg/kg處理以豬糞和尿素為肥源時其N2O累積排放量與同肥源對照的比值分別為3.49、3.13、0.01和2.53、2.74、0.04,可見同等含量Zn在豬糞為肥源條件下作用更強,500和1500mg/kg Zn的促進機制為Zn提高了土壤中NH4+-N、NO3--N含量以及控制反硝化過程N2O產(chǎn)生和還原功能基因相對豐度的比值(S/Z),而5000mg/kg Zn抑制了土壤中NH4+-N進一步轉(zhuǎn)化為NO3--N,從而降低了N2O排放.

農(nóng)田；土壤；Zn；豬糞；尿素；N2O排放

氧化亞氮(N2O)是重要的溫室氣體之一,農(nóng)田土壤排放的N2O約占全球排放總量的60%[1].土壤N2O產(chǎn)生主要由硝化和反硝化過程主導(dǎo)[1].硝化過程的限速步驟是氨氧化過程,由氨氧化細菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)攜帶的A基因編碼氨單加氧酶催化完成;反硝化過程中NO2-被還原為NO是溶解性氮轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮的關(guān)鍵過程,由K或S基因編碼亞硝酸鹽還原酶催化進行,進一步生成的N2O由Z基因編碼N2O還原酶催化轉(zhuǎn)化為N2[1-2].這些過程由微生物主導(dǎo),易受外源物質(zhì)的影響,如多環(huán)芳烴、農(nóng)藥和重金屬等[3].以重金屬為例,已有研究發(fā)現(xiàn)重金屬對氨氧化菌[4]、硝化細菌[5]以及土壤中N2O產(chǎn)生和還原速率[6,7]有抑制作用;重金屬對土壤硝化和反硝化酶活存在濃度效應(yīng),即有低濃度促進高濃度抑制的作用規(guī)律[8].也有研究表明添加豬糞可增加土壤氮循環(huán)過程的細菌豐度,緩解重金屬對反硝化過程的抑制作用[9].

我國大部分省市土壤都受到由農(nóng)業(yè)措施和工業(yè)活動造成的鋅(Zn)等重金屬污染[10].集約化養(yǎng)殖過程產(chǎn)生大量富含重金屬的糞肥還田后造成農(nóng)田土壤重金屬持續(xù)累積[11],統(tǒng)計表明2008～2018年通過糞肥還田過程進入農(nóng)田土壤的Zn達13.6萬t/a[11].金屬開采和冶煉等工業(yè)活動通常造成局部農(nóng)田高污染,毗鄰礦區(qū)、工業(yè)區(qū)或位于污水灌溉區(qū)的農(nóng)田土壤中Zn含量范圍為5.89～7076mg/kg,平均值為634.37mg/kg[12],遠高于土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn).重金屬進入土壤后會經(jīng)歷老化過程,即與土壤黏?；蛴袡C物結(jié)合造成其生物有效性隨時間延長而降低,一般會在50d左右與土壤達到新的平衡狀態(tài)[13].

當(dāng)前,關(guān)于Zn影響土壤氮循環(huán)的研究,多集中在某類氮轉(zhuǎn)化微生物或土壤硝化或反硝化單個過程方面,且多研究土壤本底氮轉(zhuǎn)化,研究周期較短,關(guān)于Zn污染對不同氮源條件下土壤N2O排放的影響及機制的研究較為少見.因此本研究添加不同外源氮,進行較長時間的室內(nèi)模擬污染培養(yǎng)實驗,對比分析兩種氮源條件下Zn對N2O排放的濃度效應(yīng),從底物含量和氮循環(huán)微生物功能基因角度探索Zn對N2O排放的影響機制,其結(jié)果可為了解我國農(nóng)田土壤Zn的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)以及高Zn污染背景下農(nóng)田土壤N2O排放變化提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤采自江蘇省南京市江寧區(qū)農(nóng)田土壤耕作層(0～20cm),pH(H2O)值為6.47,全氮含量為0.93g/kg,有機質(zhì)含量為11.96g/kg,Zn全量為55.59mg/kg,<0.005mm、0.005～0.01mm、0.01～ 0.05mm和0.05～1mm的粒徑含量分別為34.79%、13.17%、41.27%和10.77%.供試豬糞源于未食用飼料的家豬排泄物,堆置后使用,全氮含量為8.81g/kg,全磷含量為1.84g/kg,有機質(zhì)含量為720.33g/kg,Zn全量為174.19mg/kg.

1.2 實驗設(shè)計

采集土樣風(fēng)干后過10目篩,稱取土樣120g(干重)至575mL培養(yǎng)瓶中,加入適量超純水預(yù)培養(yǎng)1周.根據(jù)設(shè)定的處理添加Zn溶液、豬糞和尿素,土壤水分維持淺水層(2cm),置于培養(yǎng)箱中恒溫黑暗培養(yǎng)(25℃),通過重量法每3d補加損失的水分,在培養(yǎng)第52d將尿素以水溶液形式添加到全部處理,培養(yǎng)至80d結(jié)束.每處理9重復(fù),3重復(fù)用于常規(guī)氣體采集及培養(yǎng)結(jié)束時的土樣采集,6重復(fù)分別用于培養(yǎng)前期(5d)、中期(51d)土壤樣品的采集.采集土樣保存于-20℃冰箱,用于各指標(biāo)測定.

1.3 樣品的采集與測定

氣體樣品采集與測定:通過間歇密閉培養(yǎng)-氣相色譜法測定N2O排放速率.每日密閉培養(yǎng)12h,抽取密閉前后的瓶內(nèi)氣體15mL,用GC7890B氣相色譜儀(Angilent,美國)測定N2O含量.所用載氣為99.999%高純氮氣,檢測器為電子捕獲檢測器(ECD),檢測器溫度為300℃,柱溫為50℃.根據(jù)密閉前后氣體樣品中N2O含量差值計算12h內(nèi)土壤N2O排放速率,通過時間加權(quán)計算培養(yǎng)期內(nèi)N2O累積排放量.

具體計算公式如下:

式中:為N2O排放速率,ng/(g·h);ρ為氣體密度,g/L;為培養(yǎng)瓶內(nèi)氣體的有效空間,L;為培養(yǎng)瓶內(nèi)土壤干重,g;Δ為密閉培養(yǎng)時間,h;Δ為Δ時間內(nèi)培養(yǎng)瓶內(nèi)氣體濃度差,μg/g;為N2O分子量,g/mol;為培養(yǎng)溫度,℃.

通過時間加權(quán)平均計算N2O的累積排放量,計算公式為:

式中:為氣體累積排放量,ng/g;為采樣次數(shù);為培養(yǎng)天數(shù),d;為N2O排放速率,ng/(g×h).

土壤樣品測定:功能基因測定:使用DNeasy?Powersoil? kit試劑盒(QIAGEN,德國)提取土壤總DNA,使用NanoDrop2000超微量紫外分光光度計(Thermo Scientific,美國)測定DNA濃度,使用實時熒光定量PCR儀(Thermo Scientific,美國)測定樣品中N2O相關(guān)功能基因的豐度.PCR擴增體系為20μL: 10μL擴增酶混合物SYBR Premix Ex Taq TM(2×); 6.8μL滅菌且不含DNase的超純水;2μL DNA模板;0.4μL 熒光定量PCR參比染料ROX Reference Dye(50×);0.4μL 正向引物(10μmol/L);0.4μL 反向引物(10μmol/L).擴增程序為:95℃ 30s;95℃ 5s,55℃ 30s,72℃ 1min,40個循環(huán);95℃ 15s,60℃ 1min,95℃ 15s.相關(guān)引物見表1.

從城陽區(qū)鄉(xiāng)村旅游者的月收入來看，大部分集中在中等偏上收入。3001-4000收入者最多，占36%；其次收入為2001-3000，占30%；1000-2000、4000以上收入者分別占14%和16%，1000以下收入者最少，占9%。

表1 目的基因的引物序列

注:H=A/C/T,Y=C/T,W=A/T,R=A/G.

NH4+-N、NO3--N含量測定:稱取5g土樣,加入25mL 2mol/L KCl溶液,恒溫震蕩1h(25℃,180r/min),過濾后使用連續(xù)注射流動分析儀(Skalar,荷蘭)測定濾液中NH4+-N、NO3--N含量.有效Zn含量測定:配制二乙烯三胺五乙酸浸提液(pH值為7.3),稱取10g土樣,加入20mL浸提液,恒溫震蕩2h(20℃,180r/min),過濾后使用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀(Angilent,美國)測定浸提液中Zn濃度.根據(jù)浸提比例和土樣含水率計算土樣中目標(biāo)物質(zhì)含量.

1.4 數(shù)據(jù)處理

實驗結(jié)果以算術(shù)平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差表示,以最小顯著差異法進行多重比較,使用Microsoft Office Excel 2019和IBM SPSS Statistics 25進行數(shù)據(jù)處理,使用Origin 2018繪圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 Zn對N2O排放速率和累積排放量的影響

以各處理和每次獨立觀測時間對N2O排放速率作雙因素方差分析,發(fā)現(xiàn)不同肥源條件下不同培養(yǎng)階段Zn對N2O排放速率產(chǎn)生了顯著影響(0.01).如圖1所示,第1次添加肥料階段(1～51d),Zn在兩種肥源條件下作用規(guī)律不同.豬糞處理中Zn顯著提高了N2O排放速率(<0.05),以尿素為肥源的處理中表現(xiàn)為先促進后抑制.培養(yǎng)至30d左右,U+ Zn1500的N2O排放速率逐漸升高.第2次添加肥料階段(52～80d),不同肥源條件下同等Zn含量的作用規(guī)律相同,均為M+Zn50和U+Zn50的N2O排放速率與同種肥源對照無顯著差異(>0.05),M+Zn500、M+Zn1500和U+Zn500、U+Zn1500顯著高于同種肥源對照(<0.01),M+ Zn5000和U+Zn5000顯著降低N2O排放速率(<0.01).此外,同等Zn水平下以豬糞為肥源處理的N2O排放速率高于以尿素為肥源的處理.

圖1 培養(yǎng)期內(nèi)N2O排放速率動態(tài)變化

圖中箭頭表示添加肥料

表2 培養(yǎng)期內(nèi)N2O累積排放量

注:同一縱列同種肥源不同字母表示差異性達到顯著水平(<0.05).

如表2所示,第1次添加肥料階段,Zn在豬糞為肥源處理中除低含量(50mg/kg)無顯著影響外(>0.05),其它含量處理均顯著促進N2O排放(<0.05),約是對照的9～13倍.而在尿素為肥源處理中所有含量Zn均表現(xiàn)為顯著抑制作用(0.05),N2O累積量減少幅度達11%～70%.第2次添加肥料階段,不同肥源條件下Zn對N2O累積排放量的作用規(guī)律相同,即與同種肥源對照相比,低含量Zn無顯著影響(>0.05),M+Zn500、M+Zn1500和U+Zn500、U+Zn1500顯著提高了N2O累積排放量(<0.05),分別是同肥源對照的3.49、3.13和2.53、2.74倍,M+ Zn5000和U+Zn5000減排作用極其顯著(<0.05),幾乎無N2O排放.從N2O整個培養(yǎng)周期來看,不同肥源條件下Zn的濃度效應(yīng)基本一致,均為低濃度無影響,中濃度促進,高濃度抑制.

2.2 培養(yǎng)期內(nèi)土壤中有效Zn含量變化

圖2 培養(yǎng)期內(nèi)土壤中有效Zn含量變化

如圖2所示,有效Zn含量在第1次添加肥料階段快速下降,在第2次添加肥料階段逐步穩(wěn)定.到培養(yǎng)末期,豬糞處理中有效Zn含量顯著低于尿素處理(0.05),表明添加豬糞提高了土壤對Zn的吸附固定能力.

2.3 N2O排放速率與NH4+-N、NO3--N、有效Zn和功能基因的相關(guān)性

結(jié)合培養(yǎng)第5、51和80d的NH4+-N含量、NO3--N含量、有效Zn含量、硝化及反硝化功能基因豐度和N2O排放速率進行相關(guān)分析,發(fā)現(xiàn)以豬糞和尿素為肥源條件下N2O排放速率與NO3--N含量均呈顯著正相關(guān)(0.01,0.1),有效Zn含量與NH4+-N含量也呈顯著正相關(guān)(0.01,0.01).此外,豬糞處理的N2O排放速率與S/Z呈極顯著正相關(guān)(0.01),尿素處理中N2O排放速率與Z豐度呈顯著負相關(guān)(0.1),而N2O排放速率與AOBA和AOAA均無顯著相關(guān)性(0.1),表明本研究條件下N2O排放速率主要受反硝化過程微生物影響(表3).

為進一步探明不同肥源條件下N2O排放與有效Zn、NH4+-N、NO3--N含量及微生物功能基因豐度的關(guān)系,對土壤有效Zn、NH4+-N、NO3--N含量和S/Z按添加肥料階段取平均值進一步分析,發(fā)現(xiàn)土壤NH4+-N與有效Zn平均含量呈顯著正相關(guān)(0.05),如圖3.不同肥源條件下,兩階段內(nèi)土壤NH4+-N含量均隨有效Zn含量增加而增加,尤其是Zn為5000mg/kg的處理增加最明顯.回歸方程斜率差異表明,同一肥源條件下Zn在第2培養(yǎng)階段的影響強于第一階段,且同一培養(yǎng)階段內(nèi)Zn在尿素處理中的作用強于豬糞處理.

表3 培養(yǎng)期內(nèi)N2O排放速率與NH4+-N含量、NO3--N含量、有效Zn含量、硝化和反硝化過程功能基因豐度的相關(guān)性

Table 1 Correlations between N2O emission rates and NH4+-N,NO3--N,available Zn concentration and abundances of functional genes during the incubation period

注:*表示在0.1水平相關(guān)性顯著,**表示在0.05水平相關(guān)性顯著,***表示在0.01水平相關(guān)性顯著,=15.

圖3 不同肥源條件下土壤NH4+-N含量與有效Zn含量的關(guān)系

1st表示第1次添加肥料階段,2nd表示第2次添加肥料階段(后同)

如圖4所示,第1次添加肥料階段,豬糞為肥源時Zn對NO3--N含量和N2O累積量的影響無明顯規(guī)律;尿素為肥源時,各處理NO3--N含量無明顯差異,但N2O累積量有所降低.第2次添加肥料階段不同肥源條件下Zn為500和1500mg/kg處理的NO3--N含量和N2O累積量大幅高于同種肥源對照;Zn為5000mg/kg處理的NO3--N含量和N2O累積量最低,表明該Zn水平下NH4+-N大量累積,未進一步轉(zhuǎn)化為NO3--N.兩種肥源條件下N2O累積量均與土壤NO3--N平均含量呈顯著正相關(guān)(0.05),表明N2O累積量主要取決于NO3--N含量,Zn通過影響微生物而影響NO3--N含量,進而改變N2O排放,且從擬合方程的斜率看出以豬糞為肥源時其影響更大.

如圖5所示,第1次添加肥料階段,N2O累積排放量與S/Z未呈現(xiàn)明顯關(guān)系;第2次添加肥料階段,由于Zn為5000mg/kg的處理NO3--N含量和N2O排放量極低,與S/Z不成線性關(guān)系,因此排除該點進行線性擬合,結(jié)果表明兩種肥源條件下N2O累積量與S/Z均呈正相關(guān),表明Zn通過改變N2O產(chǎn)生和還原過程的相對強度影響N2O排放,且豬糞為肥源時S/Z對N2O階段累積量的影響更大.兩種肥源條件下,均是Zn為500和1500mg/kg的處理S/Z和N2O累積量遠大于對照.

圖4 不同肥源及不同Zn含量條件下土壤NO3--N含量對N2O階段累積量的影響

圖5 不同肥源及不同Zn含量條件下nirS/nosZ對N2O階段累積量的影響

虛線圓圈內(nèi)的點未參與擬合

3 討論

向土壤中添加肥源后,豬糞有機質(zhì)發(fā)生氨化作用,尿素水解為NH4+,不同肥源條件下添加Zn均提高了土壤NH4+-N含量(圖3).Khan等[19]發(fā)現(xiàn)Zn增加了土壤礦質(zhì)氮含量(Zn為220～900mg/kg),魏義長等[20]也發(fā)現(xiàn)添加鋅肥的水稻土中NH4+-N含量高于施用無Zn肥料對照.本研究發(fā)現(xiàn)培養(yǎng)第5d,尿素為肥源時添加Zn使K、S和Z豐度分別降低9%～68%、5%～54%和15%～62%且Zn水平越高作用越強(U的K、S和Z豐度分別為2.1×107、6.3×107和5.5×107copies/g);而50、500和1500mg/kg處理的氨氧化功能基因豐度(AOBA與AOAA之和)為U的1.07、1.92和1.52倍(U為1.25×107copies/g),5000mg/kg處理為U的45%.這表明培養(yǎng)前期Zn使部分微生物死亡,微生物殘體有機氮可能被礦化為NH4+-N,增加了氨氧化過程底物含量,從而提高了氨氧化微生物活性,5000mg/kg處理的氨氧化活性降低可能是因過高含量的Zn對氨氧化微生物也有較強的毒害作用.豬糞為肥源處理的硝化和反硝化過程功能基因豐度未呈現(xiàn)與之相似的規(guī)律,可能是因為豬糞中豐富的有機質(zhì)為Zn提供了更多吸附結(jié)合位點,進一步降低了Zn對微生物的毒性[21],且添加豬糞引入的微生物改變了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)[22].因此本研究中NH4+-N含量升高可能是因為土壤中不同微生物對Zn的耐受性存在差異,部分微生物死亡后其殘體提供易分解氮源轉(zhuǎn)化形成NH4+-N.Bogomolov等[23]研究也發(fā)現(xiàn)向土壤添加銅800mg/kg使土壤凈氮礦化量顯著增加,其機制為銅的毒性作用使微生物細胞釋放有機氮,導(dǎo)致土壤中溶解態(tài)有機氮快速增加并大量轉(zhuǎn)化為NH4+-N.對于NO3--N,其含量在第2次添加肥料階段才表現(xiàn)出處理間差異,除Zn為5000mg/kg處理外其它處理NO3--N含量明顯增加(圖4).從基因豐度來看,不同含量Zn對AOBA和AOAA 基因豐度的影響不同(原始數(shù)據(jù)未列出),兩種肥源條件下500和1500mg/kg表現(xiàn)為增加效應(yīng),表明NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3--N的過程受到促進,而5000mg/kg基本表現(xiàn)為降低效應(yīng),表明Zn為5000mg/kg時阻礙了NH4+-N向NO3--N的轉(zhuǎn)化.進一步計算第2次添加肥料階段所有處理硝化和反硝化過程主要功能基因AOBA和S相對于同肥源對照處理的強度,并計算兩基因相對強度的比值,發(fā)現(xiàn)兩種肥源條件下50、500和1500mg/kg處理的比值均大于1,表明NO3--N生成強度大于消耗強度,而5000mg/kg處理的比值遠小于1,這與各處理NO3--N含量變化相一致.但本研究僅測定NH4+-N和NO3--N轉(zhuǎn)化過程中部分微生物功能基因的豐度,500和1500mg/kg提高NO3--N含量是否還與該過程其它功能微生物活性變化相關(guān),還有待進一步研究.

在第1次添加肥料階段,培養(yǎng)前5d兩種肥源條件下N2O排放速率均出現(xiàn)峰值(圖1),可能是由微生物殘體有機氮轉(zhuǎn)化產(chǎn)生的,豬糞處理的N2O排放也可能部分來源于豬糞所含的無機氮.淹水條件下隨著尿素的緩慢水解[24],以尿素為肥源的處理在培養(yǎng)第15d左右再次出現(xiàn)N2O排放峰值,但添加Zn抑制了N2O排放(圖1).Va′squez-Murrieta等[6]也發(fā)現(xiàn)土壤最大持水條件下反硝化過程N2O產(chǎn)生速率與Zn全量(81～4218mg/kg)呈顯著負相關(guān).而豬糞中部分有機氮以微生物難直接利用的形式存在,需要經(jīng)過較長時間才能被分解,因此N2O排放速率保持較低水平,可能無法充分體現(xiàn)出Zn的作用,故在第1次添加肥料階段Zn對N2O累積排放量的作用在兩種肥源處理中呈現(xiàn)差異.

培養(yǎng)第52d再次施入尿素后,以尿素為肥源時Zn為50、500和1500mg/kg的處理N2O排放速率恢復(fù),階段累積量與對照持平或者高于對照(表2),表明在一定含量范圍內(nèi)Zn對N2O排放的抑制效應(yīng)并不具有持久性.Ruyters等[7]向土壤中添加ZnCl2(Zn總量達220～5000mg/kg)進行盆栽實驗,發(fā)現(xiàn)Zn強烈抑制了反硝化微生物群落功能,12個月后加Zn土壤的反硝化功能均恢復(fù)至對照水平,且添加有機物可加速反硝化菌群對Zn的適應(yīng).De Brouwere等[25]也在室內(nèi)模擬實驗中觀察到高Zn污染(1600mg/kg)土壤的反硝化功能在2個月后逐漸恢復(fù)的現(xiàn)象.這可能是因為有效態(tài)Zn含量逐步降低(圖2),毒性作用減弱,同時細菌在逆環(huán)境中通過各種抗性系統(tǒng)發(fā)揮較強的抵抗能力,適應(yīng)了Zn污染[26].

第2次添加肥料階段,添加Zn為500和1500mg/kg處理的N2O累積量顯著高于同種肥源對照.可能是因為該水平Zn使NO3--N含量大幅增加(圖4).通常認為,土壤水分決定了硝化過程和反硝化過程作為N2O來源的優(yōu)勢度.淹水2cm培養(yǎng)條件下,培養(yǎng)時間越長反硝化作用越強[27],且反硝化強度在很大程度上受NO3--N含量影響[28].路俊玲等[29]也發(fā)現(xiàn)NO3--N含量升高對N2O排放有促進作用.因此,此階段N2O排放可能主要來源于反硝化過程,500和1500mg/kg處理的反硝化底物含量較高,同時該水平Zn還提高了S(控制N2O產(chǎn)生)與Z(控制N2O還原)基因的比值(圖5),故N2O排放增加.此外,同等Zn水平下豬糞處理的N2O累積量約為尿素為肥源處理的2倍(表2),Meng等[30]研究也發(fā)現(xiàn)有機肥處理的N2O排放量高于無機肥.這可能是因為施用有機肥提高了土壤碳氮比,改變了土壤反硝化細菌群落結(jié)構(gòu),顯著加快了反硝化速率[23,31].此外,添加豬糞提高了土壤有效碳含量,使得微生物生物量增加,進而促進微生物對NH4+和NO3-的利用,以此促進反硝化作用[32],造成N2O累積量在兩種肥源條件下呈現(xiàn)差異.同種肥源條件下,均是5000mg/kg的處理N2O累積量最低(表2).Zhao等[33]研究也發(fā)現(xiàn)堆肥中高含量Zn(>2000mg/kg)降低了N2O累積排放量,且排放量與Zn含量成反比.在培養(yǎng)后期5000mg/kg處理的AOBA豐度顯著低于同肥源對照,僅是對照的0.3～6%,說明該水平Zn對氨氧化微生物產(chǎn)生強烈的毒害作用,導(dǎo)致NH4+-N大量累積在土壤中無法進一步轉(zhuǎn)化為NO3--N(圖4,圖5),繼而導(dǎo)致該培養(yǎng)條件下幾乎無N2O排放.

總之,本研究條件下一定含量的Zn進入農(nóng)田土壤可促進N2O排放,且在以豬糞為肥源條件下促進作用更強.我國毗鄰礦區(qū)、工業(yè)區(qū)或位于污水灌溉區(qū)的農(nóng)田土壤中Zn平均含量在634.37mg/kg左右[12],此類農(nóng)田土壤有N2O增排的可能,需加強對農(nóng)田土壤重金屬輸入的管控.但實際污染農(nóng)田處于開放環(huán)境,對N2O排放過程產(chǎn)生影響的因素更為復(fù)雜,Zn的效應(yīng)可能與本研究有所不同,因此還需進行田間長期定位實驗進一步判定其環(huán)境效應(yīng).

4 結(jié)論

4.1 不同肥源條件下,Zn對N2O排放的短期效應(yīng)不同.豬糞為肥源時50mg/kg對N2O排放無影響,其它水平的Zn均有促進作用,而尿素為肥源時不同含量的Zn均有抑制作用.

4.2 不同肥源條件下,Zn對N2O排放的長期效應(yīng)相似,即50mg/kg對N2O排放無影響,500和1500mg/kg有促進作用,且豬糞為肥源時促進作用更強,而5000mg/kg有抑制作用.

4.3 就長期效應(yīng)而言,500和1500mg/kg促進N2O排放的機制為該水平Zn增加了土壤NH4+-N和NO3--N含量,提高了反硝化過程S與Z的相對豐度.5000mg/kg抑制N2O排放的機制為該水平Zn阻礙了NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3--N的過程.

[1] Hu H W,Chen D,He J Z. Microbial regulation of terrestrial nitrous oxide formation: Understanding the biological pathways for prediction of emission rates [J]. FEMS Microbiology Reviews,2015,39(5):729- 749.

[2] Yang Y D,Nie J W,Wang S,et al. Differentiated responses ofS- andK-type denitrifiers to 30years of combined inorganic and organic fertilization in a paddy soil [J]. Archives of Agronomy and Soil Science,2021,67(1):79-92.

[3] Philippot L,Hallin S,Schloter M. Ecology of denitrifying prokaryotes in agricultural soil [J]. Advances in Agronomy,2007,96:249-305.

[4] Mundepi A,Cabrera M,Norton J,et al. Ammonia oxidizers as biological health indicators of elevated Zn and Cu in poultry litter amended soil [J]. Water Air and Soil Pollution,2019,230(10):239.

[5] Radniecki T S,Ely R L. Zinc chloride inhibition of[J]. Biotechnology and Bioengineering,2008,99(5):1085- 1095.

[6] Vásquez-Murrieta M S,Cruz-Mondragón C,Trujillo-Tapia N,et al. Nitrous oxide production of heavy metal contaminated soil [J]. Soil Biology & Biochemistry,2006,38(5):931-940.

[7] Ruyters S,Mertens J,T’Seyen I,et al. Dynamics of the nitrous oxide reducing community during adaptation to Zn stress in soil [J]. Soil Biology & Biochemistry,2010,42(9):1581-1587.

[8] Yin S X,Yang L Z,Yin B,et al. Nitrification and denitrification activities of zinc-treated soils worked by the earthwormsp. [J]. Biology and Fertility of Soils,2003,38(3):176-180.

[9] 李 平,郎 漫,李煜姍,等.施用豬糞條件下重金屬對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化的影響[J]. 土壤通報,2017,48(2):467-473.

Li P,Lang M,Li Y S,et al. Effects of heavy metals on net nitrogen transformation in soil with pig manure applied [J]. Chinese Journal of Soil Science, 2017,48(2):467-473.

[10] Sun Y M,Li H,Guo G L,et al. Soil contamination in China: current priorities,defining background levels and standards for heavy metals [J]. Journal of Environmental Management,2019,251:109512.

[11] Peng H,Chen Y L,Weng L P,et al. Comparisons of heavy metal input inventory in agricultural soils in north and south China: a review [J]. Science of the Total Environment,2019,660:776-786.

[12] Li X Y,Zhou Y Z,Zhang J R. Status and associated human health risk of zinc accumulation in agricultural soils across China [J]. Process Safety and Environmental Protection,2021,146:867-876.

[13] Guo G C,Yuan T,Wang W W,et al. Effect of aging on bioavailability of copper on the fluvo aquic soil [J]. International Journal of Environmental Science and Technology,2011,8(4):715-722.

[14] Tourna M,Freitag T E,Nicol G W,et al. Growth,activity and temperature responses of ammonia-oxidizing archaea and bacteria in soil microcosms [J]. Environmental Microbiology,2008,10(5):1357- 1364.

[15] Stephen J R,Chang Y J,Macnaughton S J,et al. Effect of toxic metals on indigenous soil β-subgroup proteobacterium ammonia oxidizer community structure and protection against toxicity by inoculated metal-resistant bacteria [J]. Applied and Environmental Microbiology,1999,65(1):95-101.

[16] Henry S,Baudoin E,López-Gutiérrez J C,et al. Quantification of denitrifying bacteria in soils byK gene targeted real-time PCR [J]. Journal of Microbiological Methods,2004,59(3):327-335.

[17] Braker G,Fesefeldt A,Witzel K P. Development of PCR primer systems for amplification of nitrite reductase genes (K andS) to detect denitrifying bacteria in environmental samples [J]. Applied and Environmental Microbiology,1998,64(10):3769-3775.

[18] Scala D J,Kerkhof L J. Nitrous oxide reductase (Z) gene-specific PCR primers for detection of denitrifiers and threeZ genes from marine sediments [J]. FEMS Microbiology Letters,1998,162(1):61- 68.

[19] Khan M,Scullion J. Effects of metal (Cd,Cu,Ni,Pb or Zn) enrichment of sewage-sludge on soil micro-organisms and their activities [J]. Applied Soil Ecology,2002,20(2):145-155.

[20] 魏義長,白由路,楊俐蘋,等.測土推薦施鋅對水稻產(chǎn)量結(jié)構(gòu)及土壤有效養(yǎng)分的影響[J]. 中國水稻科學(xué),2007,21(2):197-202.

Wei Y C,Bai Y L,Yang L P,et al. Effects of recommended zinc application according to soil testing on yield components of rice and soil available nutrients [J]. Chinese Journal of Rice Science,2007,21(2):197-202.

[21] 周國華.土壤重金屬生物有效性研究進展[J]. 物探與化探,2014,38(6):1097-1106.

Zhou G H. Recent progress in the study of heavy metal bioavailability in soil [J]. Geophysical and Geochemical Exploration,2014,38(6): 1097-1106.

[22] Wolsing M,Priemé A. Observation of high seasonal variation in community structure of denitrifying bacteria in arable soil receiving artificial fertilizer and cattle manure by determining T-RFLP ofgene fragments [J]. FEMS Microbiology Ecology,2004,48(2):261- 271.

[23] Bogomolov D M,Chen S K,Parmelee R W,et al. An ecosystem approach to soil toxicity testing: a study of copper contamination in laboratory soil microcosms [J]. Applied Soil Ecology,1996,4(2):95- 105.

[24] Saraswathi P,Balachandran P V. Inhibition of urea hydrolysis in flooded soils and its significance in the molecular absorption of urea by rice [J]. Soil Biology & Biochemistry,1991,23(2):125-129.

[25] De Brouwere K,Hertigers S,Smolders E. Zinc toxicity on N2O reduction declines with time in laboratory spiked soils and is undetectable in field contaminated soils [J]. Soil Biology & Biochemistry,2007,39(12):3167-3176.

[26] Bruins M R,Kapil S,Oehme F W. Microbial resistance to metals in the environment [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety,2000,45(3):198-207.

[27] Yang Y J,Zhang H P,Shan Y H,et al. Response of denitrification in paddy soils with different nitrification rates to soil moisture and glucose addition [J]. Science of the Total Environment,2019,651: 2097-2104.

[28] Lin Y X,Ding W X,Liu D Y,et al. Wheat straw-derived biochar amendment stimulated N2O emissions from rice paddy soils by regulating theA genes of ammonia-oxidizing bacteria [J]. Soil Biology & Biochemistry,2017,113:89-98.

[29] 路俊玲,陳慧萍,肖 琳.溫度和氨氮濃度對水體N2O釋放的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué),2019,39(1):330-335.

Lu J L,Chen H P,Xiao L. Coupling effect of temperature and ammonia on N2O emission in surface water [J]. China Environmental Science,2019,39(1):330-335.

[30] Meng L,Ding W X,Cai Z C. Long-term application of organic manure and nitrogen fertilizer on N2O emissions,soil quality and crop production in a sandy loam soil [J]. Soil Biology & Biochemistry,2005,37(11):2037-2045.

[31] 沈仕洲,王 風(fēng),薛長亮,等.施用有機肥對農(nóng)田溫室氣體排放影響研究進展[J]. 中國土壤與肥料,2015(6):1-8.

Shen S Z,Wang F,Xue C L,et al. Research advances on effect of organic fertilizer on farmland greenhouse gas emissions [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China,2015,(6):1-8.

[32] Wang J,Cheng Y,Jiang Y J,et al. Effects of 14years of repeated pig manure application on gross nitrogen transformation in an upland red soil in China [J]. Plant and Soil,2017,415(1/2):161-173.

[33] Zhao J C,Sun X N,Awasthi M K,et al. Performance evaluation of gaseous emissions and Zn speciation during Zn-rich antibiotic manufacturing wastes and pig manure composting [J]. Bioresource Technology,2018,267:688-695.

Effects and mechanisms of Zinc on nitrous oxide emissions from farmland soil under different fertilization conditions.

ZHOU Jin-rong,ZHANG Ting,FENG Lian-jie,JIANG Jing-yan*

(College of Resources and Environmental Sciences,Nanjing Agricultural University,Nanjing 210095,China).,2022,42(8)：3931～3939

To understand effects and mechanisms of different Zinc (Zn) application rates (0,50,500,1500 and 5000mg/kg) on nitrous oxide (N2O) emissions from farmland soils under different nitrogen fertilizers (manure and urea),an 80-day simulating incubation experiment was conducted,and urea was added again to all treatments on the day 52 of incubation to explore its long-term effects. The results showed that Zn addition significantly reduced N2O emissions in urea-fertilized soil while enhanced N2O emissions in manure-amended soil in the first fertilization stage (<0.05) except for the experiment of 50mg/kg Zn with manure which had no significant effect on N2O emissions (>0.05). In the second fertilization stage,the effects of Zn on N2O emissions were consistent under different nitrogen fertilizers: 50mg/kg Zn had no significant effects (>0.05),500 and 1500mg/kg Zn significantly promoted N2O emissions,while 5000mg/kg Zn had the opposite effect (<0.05). At this stage,the ratios of cumulative N2O emissions from the 500,1500 and 5000mg/kg treatments to the corresponding control were 3.49,3.13,0.01 for manure treatments and 2.53,2.74,0.04 for urea treatment,respectively,indicating that the effect of Zn was much stronger in manure-amended treatments. The promotion mechanism of 500 and 1500mg/kg Zn could be the Zn-induced increase in the soil NH4+-N and NO3--N contents as well as the abundance ratio ofS toZ,and its control on the genes that are responsible for N2O production and reduction in the denitrification process. Moreover,the 5000mg/kg Zn might impede the transformation progress of NH4+-N to NO3--N in soil,thus reduced N2O emissions.

farmland；soil；Zn；swine manure；urea；N2O emission

X53

A

1000-6923(2022)08-3931-09

2022-01-03

國家自然科學(xué)基金資助項目(41675148)

* 責(zé)任作者,副教授,lilacjjy@njau.edu.cn

周金蓉(1997-),女,四川通江人,南京農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要研究方向為環(huán)境污染與全球變化.