环境科学  2016, Vol. 37 Issue (7): 2731-2737   PDF    
引用本文
高雪梅, 佘冬立, 颜晓元, 夏永秋 . 不同量碳源输入梯度下果园排水沟底泥氮素反硝化与N2O排放研究[J]. 环境科学,2016, 37(7): 2731-2737.
GAO Xue-mei, SHE Dong-li, YAN Xiao-yuan, XIA Yong-qiu . Denitrification Loss and N2O Emission from Different Carbon Inputs in Orchard Drains Sediments[J]. Environmental Science,2016, 37(7): 2731-2737.
不同量碳源输入梯度下果园排水沟底泥氮素反硝化与N2O排放研究
高雪梅1 , 佘冬立1,2 , 颜晓元2 , 夏永秋2     
1.河海大学水利水电学院, 南方地区高效灌排与农业水土环境教育部重点实验室, 南京 210098;
 2.中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室, 南京 210008
收稿日期: 2015-12-02; 修订日期: 2016-03-05.
基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07101-004) ;土壤与农业可持续发展国家重点实验室开放基金项目(Y412201423) ;中央高校基本科研业务费专项(2015B14814) ;江苏省水利科技项目(2014075)
作者简介: 高雪梅(1990~),女,硕士研究生,主要研究方向为农田水土过程与侵蚀控制,E-mail:1085424803@qq.com
通讯联系人, E-mail：shedongli@hhu.edu.cn
yqxia@issas.ac.cn
摘要: 果园是太湖地区重要的经济作物,但是氮肥投入量大,氮素损失严重,使得排水沟道的活化氮浓度高,碳氮比下降,碳源可能是影响沟道底泥硝化与反硝化作用的限制因子.因此,采集了果园排水沟道沉积物,在实验室条件下,设计了C0、C1、C2、C3、C4这5种有机碳源(葡萄糖)浓度水平,分别为0、5、25、50和100 mg·L-1,同时分别输入了5 mg·L-1的硝酸钾溶液.采用乙炔抑制法来研究果园排水沟道土壤的反硝化损失和不加乙炔研究N2O的排放量.结果表明,加入碳源使土壤的反硝化速率(DN)和N2O排放速率均有一定的增加,碳氮比对N2O排放速率和DN的影响均极为显著(P<0.05) ;碳氮比为10:1时,累积反硝化损失总量和N2O累积排放总量均较大(分别为319.26μg·kg-1和6.20μg·kg-1),占净氮的输入量比例均较高(分别为1.28%和0.02%),说明该处理情况下虽然对于沟道反硝化非常有利,利于去除土壤底泥中富集的氮素,但同时也增加了温室气体N2O的排放.
关键词: 碳输入      碳氮比      反硝化      N2O排放      累积排放量     
Denitrification Loss and N2O Emission from Different Carbon Inputs in Orchard Drains Sediments
GAO Xue-mei1 , SHE Dong-li1,2 , YAN Xiao-yuan2 , XIA Yong-qiu2     
1.Key Laboratory of Efficient Irrigation-Drainage and Agricultural Soil-Water Environment in Southern China, Ministry of Education, College of Water Conservancy and Hydropower Engineering, Hohai University, Nanjing 210098, China;
 2.State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China
Abstract: The orchard is an important economic crop in Taihu Lake region. Heavy nitrogen application in orchard results in great nitrogen loss to drainage ditch, and unbalanced carbon nitrogen ratio. Therefore, carbon might be an important limiting factor for sediment nitrification and denitrification. A soil incubation experiment controlled by the acetylene inhibition method was conducted under laboratory conditions to study the denitrification loss and N2O emissions of orchard drainage ditch soil. We designed five carbon input levels of 0, 5, 25, 50 and 100 mg·L-1, which were noted as C0, C1, C2, C3 and C4, respectively, meanwhile there was 5 mg·L-1 net nitrogen input in the form of KNO3 in each treatment. The results showed that carbon inputs could stimulate both denitrification rates (DN) and N2O emission rates. Carbon and nitrogen ratio had a significant effect on N2O emission rates and denitrification loss rates (P<0.05) . When the carbon and nitrogen ratio was 10:1, total cumulative denitrification losses and N2O emissions were both highest (319.26 μg·kg-1 and 6.20 μg·kg-1, respectively) among the treatments, which accounted for 1.28% and 0.02% of net nitrogen input, respectively. This result indicated that the carbon and nitrogen ratio of 10:1 was most favorable for N2O emissions and denitrification process in sediments.
Key words: carbon input      carbon nitrogen ratio      denitrification      N2O emission      accumulative emissions     

近些年，随着经济的迅速发展，环境问题已变得越来越突出，特别是农业氮素的非点源污染带来的环境问题. 土壤反硝化作用已被视为是土壤氮素循环的重要环节，是水生环境中NO3--N以N2方式损失的主要途径[1]. 土壤反硝化的过程包含化学反硝化和生物反硝化，其中生物反硝化过程占主导作用[1~4]. 生物反硝化作用是指在厌氧状态下，特定微生物细菌利用呼吸机制将NO3-作为终端电子受体，将其逐步转化为N2的过程[4, 5]，其过程可以表示为4个步骤： NO3-→NO2-→NO→N2O→N2[6]. 反硝化作用对于环境有正负双重影响，一方面可以改善生态系统的土壤质地，维持氮素平衡，减少水体中 NO3--N的浓度，进而减轻农业非点源污染； 同时反硝化过程中产生的N2O气体，也是大气的重要污染源之一[7~9]. 已有研究表明，土壤微生物主导的硝化-反硝化作用所产生的N2O约占全球大气中N2O总量的90%，且每年保持着一定的比率继续增长[10, 11].

目前，国内外专家学者对土壤反硝化作用的研究大多局限在外加氮源对反硝化速率的影响. 有机碳作为一个反硝化微生物的重要能源物质，其对土壤脱氮效应的影响还不是很明确，有关碳源对土壤反硝化作用影响的研究尚不多见，研究结论也不相一致. Zimmerman等[12]的研究表明有机碳对美国德克萨斯湾沉积物的反硝化作用有显著促进的影响； 吕海霞等[4]研究表明有机碳是土壤反硝化作用的限制性因子，土壤反硝化速率与有机碳有显著正相关关系； 而Herrman等[13]的研究结论恰与此相反，认为土壤反硝化作用与有机碳没有显著的相关关系. 造成这种研究差异的可能原因是碳氮比是控制反硝化脱氮速率的重要因素.

近些年来，由于水果作物经济效益高，太湖流域稻改果现象突出. 稻田改种为果林后，施肥量大量增加，尤其是氮投入量高达1400 kg·hm-2，肥料利用率反而降低，氮素的流失潜力加大[14]. 导致沟道氮素浓度增加，碳氮比下降. 然而，目前还不清楚该条件对果园地沟道反硝化及其N2O排放的影响. 为此，本研究基于实验室模拟试验，分析了不同外加碳源输入梯度(不同碳氮比)下果园排水沟道底泥反硝化作用和N2O排放的差异. 由于碳源添加与土壤有机碳的矿化速率直接联系，土壤碳矿化又是反硝化速率和N2O排放的重要影响过程[15]. 因此本研究试图通过土壤碳矿化速率来解释碳源添加对反硝化速率和N2O排放的影响，通过初步揭示外加碳源对底泥反硝化作用的影响，以期为太湖流域果园排水沟道氮素平衡与生态评价提供适量参考.

1 材料与方法 1.1 研究区概况

野外试验于2014年10月25日在果园业较发达的江苏省宜兴市周铁镇生态试验场(31°22′N、 119°57′E)进行. 试验区属亚热带湿润气候，冬冷夏热、 四季分明，试验区内排水沟长约180 m，宽0.21 m，深0.1 m. 目前，由于果园的大量施肥，排水沟深受非点源污染，使得沟内底泥富集了大量的氮素. 沟内自上游向下依次设置6个取样点，在每个取样点上用奥地利Uwitec无扰动沉积物采样器(PVC，内径8 cm，高30 cm) 采集0~15 cm的表层原状土壤样品. 将奥地利Uwitec无扰动沉积物采样器插入土壤15 cm深处，然后将有机玻璃柱状采样器小心取出，将土样放入聚乙烯袋内带回实验室培养，4℃下保存备用. 研究区域沟道上覆水的基本理化性质见表 1，研究区内排水沟现状如图 1所示.

表 1 排水沟道上覆水与底泥土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of overlying water and sediment soil of drainage ditch

图 1 研究区内排水沟的现状 Fig. 1 Current status of the drainage ditch in the study site

1.2 研究方法与设备

培养试验选在河海大学农业水土实验室进行，土壤样品为2014年10月25日从江苏省宜兴市周铁镇生态试验场取回. 本研究在淹水厌氧条件下应用乙炔抑制培养法研究不同有机碳输入梯度对果园土壤反硝化作用的影响. 称取相当于40 g烘干土重的新鲜土，置于250 mL广口瓶中，按照水土比5∶1的比例加入一定量的有机碳溶液(对照组加入等量蒸馏水). 试验设C0、 C1、 C2、 C3和C4 这5个有机碳输入梯度，净碳的输入量分别是0、 5、 25、 50和100 mg·L-1，每个设计水平在输入碳的同时，分别输入了5 mg·L-1的硝酸钾溶液，即外源碳氮比分别为0∶1、 1∶1、 5∶1、 10∶1和20∶1，每个处理3次重复. 有机碳以葡萄糖溶液为例，分别定量加入到各培养瓶中. 处理完毕后，用带有2根钢管的橡胶塞塞住瓶口，接口用704胶密封，两根钢管分别接一段硅胶管，用三通阀连接. 试验分为两组，其中一组不充乙炔，用于测定土壤的N2O排放速率； 另一组在培养前充入10％的乙炔处理，即用抽气针筒从培养瓶中抽取10％ (体积分数) 的气体弃去，然后抽取同体积净化后的乙炔气体 (纯度＞99.9％[16]) 通入培养瓶中，由于通入10％ (体积分数) 的乙炔可抑制硝化作用过程中N2O的产生以及反硝化过程中N2O还原为N2，所测定的N2O质量浓度代表反硝化速率(DN). 用30 mL注射器来回抽、 充三角瓶内气体3~4次，使瓶内气体混合均匀，用10 mL注射器从每个三角瓶内抽取8~10 mL的气体作为初始时刻的气样. 处理完毕后将所有培养瓶放入恒温培养箱内，温度为(25±1) ℃. 通过预试验可知，试验进行到26 h时，土壤中硝氮浓度已经很低，土壤的硝化与反硝化作用基本进行完全，因此，培养时间定为2 d，分别在0、 4、 14和26 h等时刻抽取气体，每次抽完气体保持瓶子与大气畅通30 min，然后重新充气，重复之前操作.

N2O质量浓度均用Agilent7820A气相色谱仪分析测定，色谱柱为填充80/110目Porapak-Q的填充柱. ECD检测器和色谱柱的温度分别为330℃、 55℃. 亚甲烷为载气 (95%氩气+5%甲烷),流速为35 mL·min-1，高纯氮气作为反吹气. N2O标准气体由日本国家农业环境研究所提供. CO2质量浓度也由Agilent7820A气相色谱仪同步分析测定； 土壤中的NH4+-N和NO3--N采用KCl浸提-比色法测定.

N2O排放速率、 DN和有机碳矿化速率计算公式如下所示：

(1)
(2)

式中，Q表示培养T2后产生的N2O排放速率或DN或有机碳矿化速率，μg·(kg·h)-1； W2表示培养T2后产生的N2O-N或CO2-C总量，μg； W1表示开始培养第一次采样时(T1)所产生的N2O-N或CO2-C总量，μg； M表示烘干土的质量，kg； c表示测定采集气样中N2O-N或CO2-C浓度，mg·L-1； Vg表示培养瓶气体总体积，L； Vl表示培养桶内溶液体积，L； α表示Bunsen系数，25℃时为0.55.

数据分析采用Excel，显著性分析通过SPSS 13.0实现，绘图通过Sigmaplot 10.0等软件完成.

2 结果与分析 2.1 N2O排放速率和反硝化损失速率

土壤N2O的排放是硝化和反硝化共同作用的结果，其排放速率即为硝化和反硝化作用中N2O排放速率之和[1, 17]. 由图 2(a)中可以看出，不同碳输入梯度下N2O排放速率的变化规律基本一致，各梯度在培养期内，基本均呈现下降趋势； 且不同碳输入梯度下的N2O排放速率明显高于对照C0. 培养前14 h内，各梯度下N2O排放速率均达到了最大值，分别为0.10、 0.19、 0.28、 0.46和0.20μg·(kg·h)-1，C1、 C2、 C3、 C4梯度下N2O排放速率分别为C0梯度下的1.90、 2.80、 4.60和2.00倍. C0、 C1、 C2、 C3和C4梯度在培养期内N2O排放速率的平均值分别为0.05、 0.15、 0.20、 0.29和0.12μg·(kg·h)-1，各梯度下N2O排放速率变化范围均控制在0.03~0.46 μg·(kg·h)-1区间内，不同处理间差异均达到显著水平(P<0.05) .

图 2 不同碳梯度下土壤N2O的排放速率和反硝化速率 Fig. 2 N2O emission rates and denitrification rates under different carbon input in soil

运用乙炔处理的培养组中的N2O总量代表土壤的反硝化损失速率(DN). 由图 2(b)可以看出，不同碳输入梯度下的DN变化趋势基本一致，均呈现出先增大后减小的变化趋势，但C0曲线变化趋势比其它碳梯度下的曲线趋势较小； 培养14 h时DN出现激增状态，即在培养时间为4~14 h的时间段内DN出现了最大值，分别为13.63、 15.83、 17.52、 22.54和25.46 μg·(kg·h)-1. DN随着碳浓度的增大而逐渐升高，C0、 C1、 C2、 C3和C4梯度下的DN平均值分别为9.96、 10.29、 11.66、 12.79和15.77 μg·(kg·h)-1，各处理下差异均达到显著水平(P<0.05) .

2.2 土壤 N2O排放总量和反硝化损失总量

培养期内N2O排放总量和反硝化损失总量估算(以每千克土壤的排放量计算). 从表 2可知，随着碳浓度的增大，N2O累积排放总量逐渐增大，最大值出现在C3梯度(碳氮比为10∶1) ，最小值出现在对照组C0中，当碳氮比超过10∶1时，N2O累积排放总量开始减小. C0、 C1、 C2、 C3和C4梯度下的N2O累积排放总量分别为1.08、 3.67、 4.50、 6.20和2.35μg·kg-1，分别占净氮输入量的0.01%、 0.01%、 0.02%、 0.02%和0.01%； C2、 C3梯度下的N2O转化效率较C0、 C1和C4略大. 随着碳浓度的增大，累积反硝化损失总量逐渐增大，C0、 C1、 C2、 C3和C4梯度下的累积反硝化损失总量分别为263.66、 264.53、 288.56、 319.26和345.45μg·kg-1，分别占净氮输入量的1.05%、 1.06%、 1.15%、 1.28%和1.38%. 在整个培养期内，不同碳浓度处理下N2O/DN的平均值分别为0.55%、 1.46%、 1.74%、 2.30%和0.73%，可以看出不同浓度有机碳的加入明显影响了N2O/DN. 培养结束时，各处理下的N2O累积排放量/反硝化累积排放量差异较大，介于0.41%~1.94% (表 2)，且其它4个碳处理下的N2O累积排放量/反硝化累积排放量比值均高于对照组，其中C3处理最大.

表 2 培养结束时淹水条件下添加不同浓度碳源处的土壤氮素气体累积排放量 Table 2 Nitrogenous gas accumulation in different carbon input treatments in the end of flooding period

2.3 土壤有机碳 (CO2-C)矿化速率与反硝化速率和 N2O排放速率的关系

图 3所示培养期间不同碳梯度等级下经乙炔(未加乙炔)处理的土壤矿化速率随时间的变化曲线. 不同碳浓度的培养条件下，两种处理的土壤 (经过乙炔处理和未经乙炔处理)在培养阶段有机碳矿化速率随时间的动态趋势基本一致. 培养期内，CO2-C的释放速率变化相当明显. 不同碳浓度处理下，有机碳矿化速率差异相当显著(P<0.01) . 在培养期内，乙炔处理中的C4浓度(碳氮比为20∶1) 下，有机碳矿化速率最大[188.69μg·(kg·h)-1]，分别为其它处理的1.14~4.71倍. 为更明确地分析不同碳浓度对土壤有机碳矿化速率的影响，特进行方差分析，结果表明，无论土壤是否经过乙炔处理，碳浓度对土壤有机碳矿化速率均具有极显著的影响(表 3).

图 3 不同碳梯度下经乙炔处理(未加乙炔)土壤有机碳矿化速率随时间变化曲线 Fig. 3 Dynamics of the mineralization rate of soil (acetylene and no acetylene) under different carbon input

表 3 沟道土壤碳矿化速率的单因素方差分析1) Table 3 ANOVA results of carbon mineralization rates of ditch soil in orchard

3 讨论 3.1 碳源添加对 N2O排放速率和反硝化损失速率的影响

在整个培养过程中，反硝化速率(DN)随着有机碳输入量增大而增大，表明沟道中有机碳是影响DN的限制因子. 而NO3--N浓度已不是反硝化作用的限制因子，可能与果园定期施肥使排水沟道土壤中氮素大量富集有关. 这一结论与其他学者的研究结果相一致，例如，Seitzinger等[18]指出，反硝化潜势是由有机碳和NO3--N浓度的可利用性来决定的，当NO3--N浓度过高时，有机碳是反硝化作用的主要控制因素[19]； Dong等[20]研究认为，土壤的反硝化作用在NO3--N浓度不受限制的情况下由有机碳控制； 杨新萍等[21]研究认为碳源是影响好氧反硝化细菌脱氮性能的最重要因素.

在高氮负荷的果园沟道里，碳源添加会促进N2O排放速率. 这一结论与前人研究结果相似，例如，Velthof等[22]的研究表明草地土壤N2O通量与土壤含碳量有较弱的正相关关系； 耿远波等[23]认为土壤有机碳对N2O排放有促进作用. N2O是硝化反硝化作用的中间产物，碳源在促进硝化反硝化速率的同时，促进了N2O的排放. 本试验中不同浓度有机碳对果园排水沟道底泥的N2O排放速率有显著影响，C1、 C2、 C3和C4处理下的N2O排放速率均高于对照组C0，说明在土壤中添加有机碳可以加速土壤的硝化反硝化作用[24, 25]； 随着有机碳浓度的增大N2O排放速率先增大后减小，这主要由于碳源进一步添加后，微生物有了充足的碳源，使得硝化和反硝化过程进行得更加彻底，产生更多的N2，导致N2O排放速率下降. 该结果与Senbayram等[26]和陈诺等[27]的研究结论相一致.

由图 4可以看出有机碳矿化速率与DN、 N2O排放速率成正相关关系，说明了果园排水沟道土壤微生物发生硝化反硝作用的同时也促进了有机碳的矿化作用. 这一结果与李英臣等[28]的研究结论相一致.

图 4 果园土壤N2O及DN与CO2排放间的关系 Fig. 4 Relationship between N2O,denitrification rates and CO2 emission in orchard drainage ditch soil

3.2 碳源添加对 N2O/DN的影响

本研究中不同浓度有机碳的加入明显影响了N2O/DN，随着碳浓度的增大N2O/DN比值也逐渐增大，这与前人学者观测的结果相反. 例如，有研究表明，有机物可以刺激土壤微生物的活性，降低了土壤中O2的浓度，同时提供了更多的电子供体，可以降低反硝化产物中N2O/DN比值[29~32]； 张斌等[33]指出，在施加氮肥的情况下，生物质炭显著地降低了N2O的排放； Senbayram等[26]研究认为，土壤有机碳充足时，反硝化过程进行彻底，最终产物以N2为主，N2O/DN比值较低. 本研究结论与其不同(表 2)，这可能与厌氧氨氧化有关. 厌氧氨氧化细菌在碳源不足时会与反硝化细菌竞争碳源，特别C/N比值低于2的环境更有利于厌氧氨氧化细菌的生存[27, 34]. 当碳氮比超过10∶1时，N2O/DN反而降低. 这主要是由于果园长期的高氮投入使得微生物适应低碳氮比环境，添加的有机碳能促进高氮环境下的硝化与反硝化作用，但过高的碳浓度反而会降低N2O的排放. 由此可见，淹水条件下添加适量有机碳在消纳土壤中硝态氮的同时，也排放了大量的N2O.

3.3 碳源添加对反硝化和 N2O速率影响的机制

土壤中硝化和反硝化过程主要是微生物过程，而土壤微生物硝化与反硝化需要从有机质中获得基质和能量. 有机碳矿化能为微生物活动提供这些基质和能量. 如图 4，分别为果园排水沟道土壤N2O排放速率与CO2释放速率、 土壤DN与CO2释放速率间的关系. 从中可知，N2O排放速率、 DN与CO2排放均呈正相关关系(n=15) .

4 结论

(1) 碳源的输入激发了土壤的硝化与反硝化作用，明显地促进了N2O排放速率和DN，各碳梯度处理下的N2O排放速率和DN均比对照组要高； 且在不同碳梯度处理下，N2O排放速率和DN均差异显著； 有机碳矿化速率与DN、 N2O排放速率成正相关关系.

(2) 不同浓度碳源的加入明显影响了N2O/DN. 培养结束时，各处理下的N2O累积排放量/反硝化累积排放量差异较大，介于0.41%~1.94%； 碳氮比为10∶1时，累积反硝化损失总量和N2O累积排放总量均较大，占净氮的输入量比例均较高，说明该处理情况下虽然对于沟道反硝化非常有利，利于去除土壤底泥中富集的氮素，但同时也增加了温室气体N2O的排放.

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