不同肥源條件下Zn對農田土壤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*

(南京農業大學資源與環境科學學院,江蘇 南京 210095)

為探究鋅(Zn)污染對農田土壤氧化亞氮(N2O)排放的影響,分別以豬糞和尿素為肥源進行室內培養實驗,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,并在培養第52d向所有處理再次添加尿素以探究其長期效應,共培養80d.結果表明: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進一步轉化為NO3--N,從而降低了N2O排放.

農田；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,農田土壤排放的N2O約占全球排放總量的60%[1].土壤N2O產生主要由硝化和反硝化過程主導[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是溶解性氮轉化為氣態氮的關鍵過程,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還原酶催化轉化為N2[1-2].這些過程由微生物主導,易受外源物質的影響,如多環芳烴、農藥和重金屬等[3].以重金屬為例,已有研究發現重金屬對氨氧化菌[4]、硝化細菌[5]以及土壤中N2O產生和還原速率[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,即有低濃度促進高濃度抑制的作用規律[8].也有研究表明添加豬糞可增加土壤氮循環過程的細菌豐度,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業措施和工業活動造成的鋅(Zn)等重金屬污染[10].集約化養殖過程產生大量富含重金屬的糞肥還田后造成農田土壤重金屬持續累積[11],統計表明2008～2018年通過糞肥還田過程進入農田土壤的Zn達13.6萬t/a[11].金屬開采和冶煉等工業活動通常造成局部農田高污染,毗鄰礦區、工業區或位于污水灌溉區的農田土壤中Zn含量范圍為5.89～7076mg/kg,平均值為634.37mg/kg[12],遠高于土壤環境質量標準.重金屬進入土壤后會經歷老化過程,即與土壤黏粒或有機物結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[13].

當前,關于Zn影響土壤氮循環的研究,多集中在某類氮轉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化,研究周期較短,關于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模擬污染培養實驗,對比分析兩種氮源條件下Zn對N2O排放的濃度效應,從底物含量和氮循環微生物功能基因角度探索Zn對N2O排放的影響機制,其結果可為了解我國農田土壤Zn的生態環境效應以及高Zn污染背景下農田土壤N2O排放變化提供科學依據.

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農田土壤耕作層(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,有機質含量為720.33g/kg,Zn全量為174.19mg/kg.

1.2 實驗設計

采集土樣風干后過10目篩,稱取土樣120g(干重)至575mL培養瓶中,加入適量超純水預培養1周.根據設定的處理添加Zn溶液、豬糞和尿素,土壤水分維持淺水層(2cm),置于培養箱中恒溫黑暗培養(25℃),通過重量法每3d補加損失的水分,在培養第52d將尿素以水溶液形式添加到全部處理,培養至80d結束.每處理9重復,3重復用于常規氣體采集及培養結束時的土樣采集,6重復分別用于培養前期(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-氣相色譜法測定N2O排放速率.每日密閉培養12h,抽取密閉前后的瓶內氣體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℃.根據密閉前后氣體樣品中N2O含量差值計算12h內土壤N2O排放速率,通過時間加權計算培養期內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;為培養瓶內氣體的有效空間,L;為培養瓶內土壤干重,g;Δ為密閉培養時間,h;Δ為Δ時間內培養瓶內氣體濃度差,μg/g;為N2O分子量,g/mol;為培養溫度,℃.

通過時間加權平均計算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;為培養天數,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;95℃ 15s,60℃ 1min,95℃ 15s.相關引物見表1.

從城陽區鄉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射光譜儀(Angilent,美國)測定浸提液中Zn濃度.根據浸提比例和土樣含水率計算土樣中目標物質含量.

1.4 數據處理

實驗結果以算術平均值±標準誤差表示,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進行數據處理,使用Origin 2018繪圖.

2 結果與分析

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,發現不同肥源條件下不同培養階段Zn對N2O排放速率產生了顯著影響(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為先促進后抑制.培養至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 培養期內N2O排放速率動態變化

圖中箭頭表示添加肥料

表2 培養期內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整個培養周期來看,不同肥源條件下Zn的濃度效應基本一致,均為低濃度無影響,中濃度促進,高濃度抑制.

2.2 培養期內土壤中有效Zn含量變化

圖2 培養期內土壤中有效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定.到培養末期,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和功能基因的相關性

結合培養第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排放速率進行相關分析,發現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(0.01,0.1),有效Zn含量與NH4+-N含量也呈顯著正相關(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(0.01),尿素處理中N2O排放速率與Z豐度呈顯著負相關(0.1),而N2O排放速率與AOBA和AOAA均無顯著相關性(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,發現土壤NH4+-N與有效Zn平均含量呈顯著正相關(0.05),如圖3.不同肥源條件下,兩階段內土壤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培養階段的影響強于第一階段,且同一培養階段內Zn在尿素處理中的作用強于豬糞處理.

表3 培養期內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水平相關性顯著,**表示在0.05水平相關性顯著,***表示在0.01水平相關性顯著,=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(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未呈現明顯關系;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不成線性關系,因此排除該點進行線性擬合,結果表明兩種肥源條件下N2O累積量與S/Z均呈正相關,表明Zn通過改變N2O產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

虛線圓圈內的點未參與擬合

3 討論

向土壤中添加肥源后,豬糞有機質發生氨化作用,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]發現Zn增加了土壤礦質氮含量(Zn為220～900mg/kg),魏義長等[20]也發現添加鋅肥的水稻土中NH4+-N含量高于施用無Zn肥料對照.本研究發現培養第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與之相似的規律,可能是因為豬糞中豐富的有機質為Zn提供了更多吸附結合位點,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構[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化形成NH4+-N.Bogomolov等[23]研究也發現向土壤添加銅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,導致土壤中溶解態有機氮快速增加并大量轉化為NH4+-N.對于NO3--N,其含量在第2次添加肥料階段才表現出處理間差異,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(原始數據未列出),兩種肥源條件下500和1500mg/kg表現為增加效應,表明NH4+-N轉化為NO3--N的過程受到促進,而5000mg/kg基本表現為降低效應,表明Zn為5000mg/kg時阻礙了NH4+-N向NO3--N的轉化.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,發現兩種肥源條件下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,還有待進一步研究.

在第1次添加肥料階段,培養前5d兩種肥源條件下N2O排放速率均出現峰值(圖1),可能是由微生物殘體有機氮轉化產生的,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第15d左右再次出現N2O排放峰值,但添加Zn抑制了N2O排放(圖1).Va′squez-Murrieta等[6]也發現土壤最大持水條件下反硝化過程N2O產生速率與Zn全量(81～4218mg/kg)呈顯著負相關.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差異.

培養第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,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Zn對N2O排放的抑制效應并不具有持久性.Ruyters等[7]向土壤中添加ZnCl2(Zn總量達220～5000mg/kg)進行盆栽實驗,發現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至對照水平,且添加有機物可加速反硝化菌群對Zn的適應.De Brouwere等[25]也在室內模擬實驗中觀察到高Zn污染(1600mg/kg)土壤的反硝化功能在2個月后逐漸恢復的現象.這可能是因為有效態Zn含量逐步降低(圖2),毒性作用減弱,同時細菌在逆環境中通過各種抗性系統發揮較強的抵抗能力,適應了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來源的優勢度.淹水2cm培養條件下,培養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]也發現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]研究也發現有機肥處理的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構,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]研究也發現堆肥中高含量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對氨氧化微生物產生強烈的毒害作用,導致NH4+-N大量累積在土壤中無法進一步轉化為NO3--N(圖4,圖5),繼而導致該培養條件下幾乎無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、工業區或位于污水灌溉區的農田土壤中Zn平均含量在634.37mg/kg左右[12],此類農田土壤有N2O增排的可能,需加強對農田土壤重金屬輸入的管控.但實際污染農田處于開放環境,對N2O排放過程產生影響的因素更為復雜,Zn的效應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境效應.

4 結論

4.1 不同肥源條件下,Zn對N2O排放的短期效應不同.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量結構及土壤有效養分的影響[J]. 中國水稻科學,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]. 中國環境科學,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,薛長亮,等.施用有機肥對農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

國家自然科學基金資助項目(41675148)

* 責任作者,副教授,lilacjjy@njau.edu.cn

周金蓉(1997-),女,四川通江人,南京農業大學碩士研究生,主要研究方向為環境污染與全球變化.