獸用抗生素磺胺二甲嘧啶對麥田NH3揮發的影響

張敬沙,龐炳坤,吳 杰,李志琳,蔣靜艷 (南京農業大學資源與環境科學學院,江蘇 南京 210095)

NH3是土壤氮素循環的產物,氮肥施入土壤后,有機氮經微生物礦化作用轉化成無機氮,然后經一系列復雜的動力學過程,土壤中的銨氮最終以氨氣形式從土壤表層擴散到大氣中[1].NH3揮發是農田氮素損失的一個重要途徑,也是大氣中NH3的重要來源之一[2].NH3揮發會導致氮肥利用率下降,且大氣中的NH3可隨干濕沉降重新回到地表,大量氮素進入地表水體或土壤后可造成水體富營養化和土壤酸化等環境問題[3].NH3氧化或與OH自由基反應最終生成N2、N2O、NOx等含氮化合物[4],加劇全球變暖.最新的一項研究結果表明,相比SO2和NOx的釋放,NH3揮發與空氣中 PM2.5的時空變化之間有著更為密切的聯系,NH3在 PM2.5污染的形成過程中扮演著重要角色[5].NH3揮發引起的環境問題不容忽視,減少NH3揮發的任務迫在眉睫.

我國是抗生素生產和使用大國,近年來,隨著集約化畜牧業的發展,獸用抗生素被大規模使用[6].進入到動物體內的獸用抗生素大多不能被吸收,約有 60%～90%以獸藥母體形式通過糞尿液排出,隨糞便的施用進入到土壤,部分抗生素降解緩慢,導致土壤抗生素高殘留[7-9].土壤抗生素殘留會脅迫植物、微生物等代謝活動,進而對土壤氮循環產生影響[7,10-11].如 Ma等[12]研究結果表明較小劑量水平的磺胺間甲氧嘧啶就會對微生物群落及其代謝多樣性產生較強的抑制作用.磺胺類藥物殘留對土壤呼吸也有著顯著的影響[10],對土壤硝化與銨化有一定的促進作用[13]. Kotzerke等[7]的室內研究發現,隨著豬糞處理中磺胺嘧啶濃度的增加,NH4+-N含量有顯著增加的趨勢,可能是高濃度磺胺嘧啶抑制了銨氧化古菌和銨氧化細菌的活性;此外,磺胺二甲嘧啶也可通過抑制反硝化細菌的增長,降低了河口、海岸沉積物中的反硝化速率,從而影響了沉積物中 NH4+-N/NO3--N 的比例[14].土壤NH4+-N為NH3揮發的底物,抗生素可通過影響土壤氮循環相關微生物活動,改變土壤 NH4+-N含量而最終影響到 NH3揮發.目前關于抗生素脅迫條件下土壤NH3揮發特征及其影響機制的研究鮮見報道.

磺胺類藥物是獸藥抗生素中使用最廣泛的品種之一[15],我國磺胺類抗生素環境暴露濃度為100～46700μg/kg[16],有的農田土壤磺胺類抗生素含量范圍高達 5.85～33.37mg/kg[17].一般豬糞中磺胺類抗生素的暴露濃度高于家禽糞便和牛糞[16].因此本文選用了磺胺類的抗生素磺胺二甲嘧啶,通過田間原位觀測試驗,分別以農家豬糞和常規復合肥為基肥作為對比,并根據土壤中磺胺類抗生素暴露濃度范圍,設置了低、中、高(5,15,30mg/kg)3個不同濃度磺胺二甲嘧啶處理,探究在不同濃度抗生素脅迫條件下的 NH3揮發規律及其影響機制,以期了解獸用抗生素的環境污染生態效應,為正確估算農田NH3揮發總量、改善環境問題作技術支撐,同時為減少農田氮素損失提供科學的依據.

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

試驗觀測于2016年12月～2017年6月,在江蘇省南京市江寧區淳化街道南京農業大學實驗田(118°59′E,31°57′N)進行.該地區屬于亞熱帶季風氣候,年平均溫度15.4°C,整個小麥生長季的降雨量為 557.8mm.土壤有機碳含量為 18.28g/kg,全氮為 1.45g/kg, pH值為 7.61,土壤容重為1.15g/cm3.

1.2 試驗設計

本試驗選擇的小麥供試品種為揚麥 3號,供試抗生素為磺胺二甲嘧啶(SMZ).基肥分為常規復合肥和豬糞2種氮肥.復合肥的N:P2O5:K2O比例為 15:15:15,豬糞是經堆置的不含獸用抗生素的農戶散養豬排泄物,堆置后的豬糞全氮為0.56%,全磷為 0.41%,全鉀為 0.57%.試驗共設 9個處理,分別為:不施肥不添加抗生素(CK);以復合肥為基肥,分別添加 0、5、15、30mg/kg土的磺胺二甲嘧啶(CF、CF+SMZ5、CF+SMZ15、CF+SMZ30);以豬糞為基肥,分別添加 0,5,15,30mg/kg土的磺胺二甲嘧啶(CM、CM+SMZ5、CM+SMZ15、CM+SMZ30).除 CK 外,所有處理追肥均為尿素.抗生素隨基肥一同施入,追肥時不再添加抗生素.兩種基肥處理分別模擬研究土壤已有抗生素殘留常規施肥條件及抗生素隨有機糞源進入土壤后的NH3揮發變化情況.

小麥于2016年12月9日播種,2017年6月2日收獲.整個小麥生育期N:P2O5:K2O施肥比例為 2:1:1.所有施肥處理氮肥總量均為 200kgN/hm2,按基肥:追肥=1:1比例分別于2016年12月10日和2017年2月24日撒施.其中豬糞處理的磷鉀肥以過磷酸鈣(P2O5,12%)和氯化鉀(K2O,60%)形態在施豬糞時進行補充.

試驗田采用微區設計,微區面積為 3m×2m,每個處理設置3個重復,隨機排列.各區之間設有80cm寬,30cm高的田埂,并用塑料薄膜覆蓋,以防止水肥串流.除抗生素和施肥管理外,其他農田管理措施均與當地常規管理一致.

1.3 樣品采集及測定方法

土壤NH3揮發的測定采用通氣法[18].NH3揮發收集裝置由高12cm,內徑15cm的PVC管制成.采樣時將PVC管插入土壤中2cm,分別將兩塊提前浸潤過磷酸甘油溶液(5%磷酸+4%丙三醇)的海綿(直徑16cm,厚度2cm)放入PVC管中.上層海綿與管頂部相平,吸收空氣中的NH3,防止其進入裝置,下層海綿距離土壤表面5cm,用于吸收土壤揮發的NH3,兩塊海綿之間的距離約為1cm.在每個微區隨機放置 1個收集裝置,于施肥后當天開始收集土壤 NH3揮發,一般捕集 6h后取樣.取樣時將收集裝置下層海綿取出,并迅速裝入塑料自封袋密封,同時將 PVC管隨機更換位置,以便下次采樣.施肥后一周每隔 2d采一次,之后每周收集2次,直至監測到的NH3揮發與CK無顯著差異為止.將采集的海綿帶回實驗室,分別裝入500mL塑料瓶中,加入 300mL 1.0mol/L的 KCl溶液,使海綿完全浸于其中,振蕩 1h,過濾,用連續流動分析儀(型號:AA3,SEAL Analytical,產地:英國)測定浸取液中的 NH4+-N,根據測得的NH4+-N含量和采集裝置的橫截面積及每次連續采集的時間計算土壤的NH3-N揮發速率.

土壤NH3揮發速率計算公式為:

NH3揮發速率(kgN/(hm2?d))=(C?V)/(A?D) ?10-2

式中:C為每個捕獲裝置單次測得的 NH4+-N濃度, mgN/L;V為浸提液體積,L;A為PVC管橫截面積,m2;D為每次采集時間,d.

NH3揮發累積量計算公式為:

M=Σ(F(N+1)+FN)×0.5×(t(N+1)-tN)

式中: M為NH3揮發累積量,kgN/hm2;F為NH3揮發速率,kgN/(hm2?d);N為采樣次數;t為采樣時間距初次采樣的天數,d;

NH3揮發損失率(%)=(ET-ECK)/N×100

式中:ET為各施肥處理單位面積的 NH3揮發量,kgN/hm2;ECK為CK處理的單位面積NH3揮發量,kgN/hm2;N為單位施氮量,kgN/hm2.

每次采樣同時,用 MP-406Ⅲ型土壤水分溫度測定儀(南通中天精密儀器有限公司)測定5cm深度的土壤溫度和土壤水分(體積比),根據土壤容重將體積水分換算成土壤空隙含水量(WFPS).

施肥后,每周用土鉆采集 0～10cm 土壤樣品,每小區多點采樣制成混合樣,以便測定土壤NH4+-N、NO3--N含量及pH值和脲酶活性變化.土壤樣品采用2mol/L KCl溶液浸提后,用連續流動分析儀測定土壤NH4+-N、NO3--N含量.土壤脲酶活性的測定采用靛酚藍比色法[19],其活性以24h后1g土壤中NH3-N的毫克數表示.參照李彥文等[20]的方法對土壤中磺胺二甲嘧啶殘留量進行測定.實驗開始前及小麥收獲后的土壤有機質、全氮采用土壤農化分析的常規方法測定.土壤pH值采用1:2.5的土水比制成土壤懸液,用電位計法測定.

1.4 數據處理

實驗結果用算數平均值和標準誤差表示.運用Excel 2010和Spss19.0軟件進行數據的統計分析,采用origin 9.0軟件進行作圖分析.

2 結果

2.1 磺胺二甲嘧啶對小麥生長季NH3揮發速率的影響

整個NH3揮發觀測期,各處理NH3揮發速率變化趨勢基本一致(圖1).為更好地了解各處理之間的NH3揮發速率動態變化,將NH3揮發監測時間分為兩個階段,基肥階段(2016-12-11～2017-02-06)和追肥階段(2017-02-24～2017-04-07).從圖1可以看出,各施肥處理均在基肥第2d出現一個較小的峰值,峰值大小順序為:CM+SMZ5＞CM＞CM+SMZ15＞CM+SMZ30＞CF＞CF+SMZ15＞CF+SMZ5＞CF+SMZ30,之后均處于較低水平,且豬糞處理的NH3揮發速率均高于復合肥處理.與基肥期不同,各施肥處理均在追肥后第4d出現最大的NH3揮發速率峰值.以復合肥為基肥的處理中,CF+SMZ15處理的 NH3揮發速率峰值最大,為3.57kgN/(hm2·d);以豬糞為基肥的處理中,CM+SMZ30處理的 NH3揮發速率峰值最大,為4.92kgN/(hm2·d),明顯高于其他濃度抗生素處理.

以處理和每次獨立觀測時間對 NH3揮發速率作二因子方差分析,結果表明,基肥階段各處理之間的NH3揮發速率無顯著差異(P＞0.05),而每次獨立觀測時間之間的 NH3揮發速率有極顯著差異(P＜0.01).追肥階段,各處理及每次獨立觀測時間之間的NH3揮發速率均有極顯著差異(P＜0.01).從圖 1中可以看出,基肥為復合肥和豬糞處理中,CF+SMZ15處理和CM+SMZ30處理表現為明顯的促進作用.同濃度SMZ與不同基肥混施處理中,CF+SMZ30與 CM+SMZ30之間、CF+SMZ5與CM+SMZ5之間的NH3揮發速率均在基肥階段達到顯著差異(P＜0.05),在追肥階段達到極顯著差異(P＜0.01),而CF+SMZ15與CM+SMZ15處理之間在整個觀測期均無顯著差異(P＞0.05).

圖1 小麥生長季NH3揮發的季節性動態變化Fig.1 Seasonal variations in NH3 volatilization during the wheat growing season

2.2 磺胺二甲嘧啶對小麥土壤NH3揮發累積量的影響

表 1為觀測期內土壤 NH3揮發累積量.整個觀測期,各處理的 NH3揮發累積量達到 14.98～48.82kgN/hm2,CM+SMZ30處理的NH3揮發累積量最高,達到 48.82kgN/hm2.其中追肥階段達到10.17～39.37kgN/hm2,明顯高于基肥階段的 4.82～10.86kgN/hm2,追肥階段 NH3揮發累積量占整個生育期的 67.89%～81.99%,可知整個觀測期內,NH3揮發累積主要發生在追肥階段.基肥階段,各濃度 SMZ處理與同種基肥零抗生素處理之間的NH3揮發累積量均無顯著差異(P＞0.05);追肥階段,CF+SMZ15和CM+SMZ30處理均顯著增加了NH3揮發累積量(P＜0.05).整個觀測期內,所有抗生素處理在均值水平上均增加了 NH3揮發累積量,其中 CF+SMZ15、CF+SMZ30處理顯著增加了NH3揮發累積量(P＜0.05),分別是CF處理的1.7、1.4倍;相比于CM處理,CM+SMZ30處理也顯著增加了NH3揮發累積量(P＜0.05),是CM的1.3倍.

同濃度抗生素與不同基肥混施處理,在追肥階段除了CF+SMZ15與CM+SMZ15之間無顯著差異(P＞0.05)外,CF+SMZ5與 CM+SMZ5、CF+SMZ30與 CM+SMZ30之間均有顯著差異(P＜0.05),豬糞處理的NH3揮發累積量顯著高于復合肥處理;基肥階段,各豬糞處理的NH3揮發累積量也均高于復合肥處理,但均未達到顯著性(P＞0.05).施肥處理均顯著增加了 NH3揮發累積量(P＜0.05),引起氮素損失.以復合肥為基肥的處理中,CF+SMZ15引起的NH3-N損失最大,為13.9%,其他處理大小順序為:CF+SMZ30＞CF+SMZ5＞CF; CF+SMZ30、CF+SMZ15和CF+SMZ5處理所導致的NH3-N損失比分別是CF的2.0、2.5和1.2倍.以豬糞為基肥的處理中,CM+SMZ30處理引起的氮損失最大,為 16.9%,其他處理氮損失大小順序為:CM+SMZ5＞CM+SMZ15＞CM;CM+SMZ30、CM+SMZ15和CM+SMZ5處理所導致的NH3-N損失比分別是CM的1.5、1.1和1.1倍.此結果說明對土壤NH3揮發的促進效應,SMZ與復合肥的協同處理要高于與豬糞的同步處理,雖然同濃度 SMZ處理(除 CF+SMZ15與CM+SMZ15外)中,豬糞處理引起的NH3-N損失絕對值均大于復合肥處理.

表1 小麥生長季NH3揮發累積量Table 1 Cumulative NH3volatilization during the wheat-growing season

3 討論

3.1 磺胺二甲嘧啶對與麥田NH3揮發相關因子的影響

影響農田 NH3揮發的因素有土壤因素、農業措施以及氣候因素等[21].將 SMZ對 NH3揮發顯著影響期(也即追肥期)內的 NH3揮發速率與相關因子進行時間加權平均,相關分析結果如圖2、3所示.從圖 2得知,以復合肥為基肥的處理中,NH3揮發時間加權平均速率與土壤 NH4+-N平均含量在 0.1水平上呈顯著正相關(P＜0.1),與土壤NO3--N平均含量在0.05水平上呈顯著正相關(P＜0.05);豬糞處理中,NH3揮發時間加權平均速率與土壤 NH4+-N平均含量沒有表現出較強的相關性(P＞0.05),而與土壤NO3--N平均含量在0.1水平上呈現顯著正相關(P＜0.1).

從圖 2可以看出,以復合肥為基肥的不同濃度 SMZ處理均明顯增加了土壤 NH4+-N和NO3--N含量,而以豬糞為基肥的SMZ處理無明顯促進效應,說明在以復合肥為基肥的處理中,SMZ促進土壤NH3揮發,主要是因為其增加了土壤中無機氮的含量,尤其是 NO3--N含量.有研究表明,室內培養條件下,高濃度磺胺嘧啶可能會通過抑制銨氧化古菌和氨氧化細菌而增加土壤NH4+-N含量[7];而SMZ可通過抑制反硝化細菌的生長顯著降低反硝化速率[22],此作用亦可增加土壤中 NO3--N 含量.國彬[13]的研究結果也表明,10mg/kg濃度的磺胺類藥物殘留對土壤銨化和硝化有“激活-恢復”作用;50mg/kg濃度的磺胺類藥物殘留對土壤銨化和硝化一直呈現“激活”狀態.在本研究旱地條件下,土壤以硝化作用為主,NO3--N含量較高,土壤中NH4+-N含量較低,無明顯峰值,且土壤NH4+-N與土壤NO3--N呈極顯著正相關(P＜0.01).因此NH3揮發與NO3--N相關性更強一些.以豬糞為基肥的處理中,不同濃度SMZ處理對無機氮沒有顯著的促進作用,這是因為豬糞中有機質含量高,提高了土壤的 C/N,土壤微生物作用對無機氮的消耗增大,同時有機質對抗生素吸附能力強,降低了抗生素的有效性,故而SMZ的作用不是很明顯.孔維棟等[23]的研究也表明,長期施用豬糞和復合肥的兩種土壤中,前者土壤中各類獸藥的ED50比后者土壤中低5倍以上.

圖2 追肥期NH3揮發時間加權平均速率與土壤NH4+-N、NO3--N時間加權平均含量相關關系Fig.2 Relationship between the time weighted average of NH3 volatilization rate and the time weighted average average content of soil NH4+-N、NO3--N during the topdressing period

圖3 追肥期NH3揮發時間加權平均速率與土壤脲酶加權平均活性相關關系Fig.3 Relationship between the time weighted average of NH3 volatilization rate and the time weighted average of soil urease activity during the topdressing period

此外,通過相關分析,未能發現小麥追肥期 NH3揮發時間加權平均速率與土壤脲酶活性平均值之間有明顯的直接相關關系(P＞0.05,圖 3).而本研究團隊卻在水田條件下發現 NH3揮發速率與脲酶活性之間有顯著的直接正相關關系,并且SMZ對脲酶活性表現為明顯的促進作用.本研究中,將NH3揮發速率與脲酶活性日測定值作逐次后移滑動分析,發現二者之間有極顯著正相關關系(P＜0.01,圖 4).說明旱田條件下,脲酶在將尿素態氮轉化為NH4+-N(土壤產生NH3的底物)時,脲酶活性對NH3揮發的影響出現了滯后效應,滯后時間為2～4d.

圖4 追肥期NH3揮發速率與土壤脲酶活性逐次后移滑動相關關系Fig.4 Relationship between NH3 volatilization rate and the backwards moving of soil urease activity during the topdressing period

3.2 不同濃度磺胺二甲嘧啶在同種基肥條件下對麥田NH3揮發的影響

整個觀測期內,基肥期溫度較低,氣體擴散系數低,阻礙了NH3從液相到氣相的轉移,整體NH3揮發速率較低,追肥期溫度回升,且追施尿素在短期內為 NH3揮發提供較多的 NH4+-N,較利于NH3揮發,因此NH3揮發速率較高.然而無論是基肥期還是追肥期,與不施抗生素對比,各濃度水平SMZ處理的NH3累積揮發均值均有所提高,這是因為大多數抗生素均有靶標微生物,其會抑制靶標微生物的活性,而使其他微生物從土壤中獲得大量資源,數量激增[6].Hossain等[24]早在1984年就發現一些獸藥在抑制其靶標微生物的同時可促進其他微生物的生長.在本實驗中抗生素可能是通過抑制了其靶標微生物活性而使土壤氨化細菌和硝化細菌得到生長,提高了土壤無機氮含量,進而促進NH3揮發.

需要重點指出的是,在追肥階段,CF+SMZ15、CF+SMZ30和CM+SMZ30處理均顯著地促進了NH3揮發速率,且顯著增加了其累積量(P＜0.05).王冉等[25]研究得出,SMZ在自然土壤中的半衰期是 102d,此時土壤中同時存在著 SMZ母體及其代謝產物,經測定,本研究追肥時也即SMZ施入后的第75d, CF+SMZ5、CF+ SMZ15、CF+SMZ30、CM+SMZ5、CM+SMZ15、CM+SMZ30處理中 SMZ的殘留量分別為: 0.58±0.00、1.57±0.14、1.72±0.14、0.61±0.06、2.04±0.08、2.16±0.07mg/kg, SMZ母體已經降低至較低水平,表明此時可能是降解產物起主要作用,激活了土壤中與無機氮轉化相關的微生物活性.

3.3 磺胺二甲嘧啶在不同基肥條件下對麥田NH3揮發的影響

本研究中,高濃度SMZ30和低濃度SMZ5與不同基肥混施處理之間的 NH3揮發速率無論基肥還是追肥階段均有顯著差異(P＜0.05),而中濃度SMZ15與不同基肥處理之間在整個觀測期均無顯著差異(P＞0.05).徐秋桐等[26]研究結果表明,不施肥的情況下,添加抗生素磺胺二甲嘧啶可在一定程度上降低土壤中微生物量碳,而施肥可以提高土壤微生物量碳,且豬糞的提高程度高于復合肥,因此肥源對減緩抗生素效應是有差異的;但中濃度的SMZ與不同基肥處理之間沒有顯著差異,其具體原因有待進一步探索.此外,本試驗結果還表明SMZ對NH3揮發的促進作用復合肥處理高于豬糞處理.這可能是由于,相比于復合肥,豬糞中有機質多,有機質與抗生素之間發生吸附作用,降低了抗生素的生物有效性,最終導致SMZ在豬糞中的效應低于復合肥.

總之,不同濃度的SMZ與氮肥混施均增加了NH3揮發累積量,較高濃度的SMZ達到了顯著增加水平,且SMZ與豬糞混施更能促進NH3揮發.隨著我國養殖場規模化的加大,畜禽糞便的增多,獸用抗生素大量隨畜禽糞便進入農田,造成土壤抗生素污染加重,并進一步影響著土壤氮循環,增加 NH3揮發,形成惡性循環.因此,需大力加強對獸藥抗生素的管控及進一步探明不同獸藥抗生素對土壤NH3揮發的影響機制,為減緩獸用抗生素的環境污染生態效應提供助力.

4 結論

低(5mg/kg)、中(15mg/kg)、高(30mg/kg) 3種濃度的磺胺二甲嘧啶在復合肥和豬糞處理中均對 NH3揮發有促進作用.其中,復合肥處理中,中濃度磺胺二甲嘧啶促進效應最為明顯,豬糞處理中，高濃度的促進效應最為明顯，且這種促進作用主要表現在小麥季的追肥期.磺胺二甲嘧啶與復合肥的混施對土壤 NH3揮發的促進效應高于與豬糞的同步混施,其促進機制是磺胺二甲嘧啶明顯提高了復合肥處理的土壤銨態氮和硝態氮的含量.

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