2018, Vol. 39
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
2. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China
排水沟道作为灌区农田生态系统的重要组成部分, 其排涝功能是农业生态安全的重要保障; 同时, 排水沟道作为农田非点源污染物田间产出和受纳水体(湖泊、江河)间的过渡带, 污染物在其中的迁移转化对控制其最终输出负荷具有重要作用[1~3]. Peterson等[4]应用15N同位素示踪技术, 研究表明氨氮在沟道里迁移距离只有几十到几百米, 硝氮迁移距离相对较长, 为氨氮的5~10倍, 最终排出沟道系统的氮素只有不到输入氮的50%.姜翠玲等[5]研究了南京市浦口区自然沟道氮素迁移规律, 发现沟道年消纳总氮量高达463~515 kg·hm-2.王岩等[6]比较了3种不同类型沟道氮的消纳效果, 结果表明生态沟道对氮素去除率为20%, 拦截效果明显高于混凝土沟道和土质沟道.
反硝化是沟道主要脱氮过程之一, 其过程可以表示为：NO3-→NO2-→NO→N2O→N2(气体).氮素反硝化过程复杂, 影响因素众多, 分析和提取关键因子, 是探明沟道消纳除氮规律、估算沟道反硝化除氮能力的关键.太湖地区农田年施氮量大, 河流水体污染严重, 河道密布, 排水沟道发达.在农业流域内沟道长度占总溪流长度高达85%[4], 大量活化氮通过径流进入沟道系统[7].而近年来, 由于水果、蔬菜等作物经济效益高, 太湖流域稻改果、菜现象明显, 农田施肥量进一步增加, 肥料利用率降低, 氮素流失潜力加大[8], 导致不同利用方式土地排水沟接受外源氮差异明显.外源氮的输入差异对不同种植业区排水沟道底泥反硝化特性的影响如何, 报道较少, 不能全面解释排水沟道对农业面源氮的消纳能力.为此, 本研究通过模拟试验, 分析不同利用方式土地(果园、稻田和菜地)排水沟在外源氮输入下底泥反硝化和N2O排放规律, 以期为太湖流域氮素平衡与生态评价提供适量参考.
1 材料与方法 1.1 研究区概况选取太湖流域宜兴市周铁镇为试验区(31°22′N、119°57′E), 其属亚热带湿润气候, 冬冷夏热、四季分明.目前, 由于农田大量施肥, 排水沟深受非点源污染, 沟内底泥富集大量氮素.选取试验区内3种典型种植业区排水沟道为研究对象：果园土质农沟, 长度178.6 m, 沟宽0.21 m, 平均深度0.09 m; 稻麦轮作区土质农沟, 长度140.1 m, 沟宽0.6 m, 平均深度0.16 m; 菜地混凝土衬砌农沟, 长度340.8 m, 沟宽0.3 m, 平均深度0.33 m.
各排水沟自上而下均匀设置6个取样点, 利用奥地利Uwitec无扰动沉积物采样器(PVC, 内径8 cm, 高30 cm)采集各样点0~15 cm土层样品.将土样混合均匀后装入聚乙烯袋内带回实验室培养, 4℃下保存备用.研究区域沟道底泥土壤理化性质见表 1.
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表 1 排水沟道底泥土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the drainage ditch sediments |
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.称取相当于40 g烘干土重的新鲜土, 置250 mL三角瓶中, 按照水土比5:1的比例添加硝酸钾溶液上覆水(对照组加入等量蒸馏水).野外沟道底泥样品采集之前, 作者对3条排水沟道进水口输入水含氮量进行了为期两年的动态监测, 根据沟道输入氮的变化范围和平均水平[9], 试验设上覆水N0、N1、N2、N3和N4共5个NO3--N输入梯度, 净氮输入量分别为0、0.5、1.0、5.0和10 mg·L-1, 各处理3次重复.采用带有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[10].
试验分为两组, 其中一组不充乙炔, 用于测定土壤N2O排放速率; 另一组在培养前充入10%的乙炔处理(方法参考文献), 抑制硝化作用过程中N2O的产生及反硝化过程中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置入恒温培养箱内, 温度为(25±1)℃.
根据预试验结果, 试验培养时间定为4 d, 并采用10 mL注射器分别在0、4、14、26、50和74 h时刻抽取三角瓶内气体, 每次抽完气体保持三角瓶与大气畅通30 min, 然后重新充气, 重复之前操作.气样N2O和CO2质量浓度采用Agilent7820A气相色谱仪分析测定. N2O标准气体由日本国家农业环境研究所提供. N2O排放速率、DN和有机碳矿化速率计算公式见文献.
土壤中NH4+-N和NO3－-N采用KCl浸提-比色法测定.数据分析采用Excel, 显著性分析通过SPSS 19. 0实现.
2 结果与分析 2.1 上覆水NO3--N输入浓度对沟道底泥反硝化速率的影响运用乙炔抑制处理的培养组中N2O总量代表土壤反硝化氮损失速率.由图 1可以看出, 不同上覆水NO3--N输入梯度下果园排水沟底泥反硝化速率随时间变化趋势基本一致, 均呈现出随培养时间增长而逐渐减小的变化趋势, 培养前4 h时反硝化速率即达到较大值, 分别为4.9、5.3、10.1、30.2和47.7 μg·(kg·h)-1; 稻田排水沟底泥反硝化速率随培养时间推进的变化规律与果园排水沟底泥反硝化速率变化相同, 但菜地排水沟底泥在不同氮浓度输入处理下反硝化速率随培养时间增加而逐渐增大, 最大值均出现在培养前26 h. 3条沟道底泥反硝化速率均随着上覆水NO3--N输入浓度增大而逐渐增大, 不同氮输入浓度间的差异均达到显著水平(P < 0.05).无外源氮输入条件, 不同沟道底泥反硝化速率之间差异不显著(P>0.05);随着外源NO3--N输入, 3条沟道底泥反硝化速率差异逐渐增大, 特别是高外源氮输入(N3和N4)条件下, 果园和稻田排水沟道底泥平均反硝化速率显著高于菜地沟道底泥的平均反硝化速率(P < 0.05).
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图 1 不同浓度上覆水NO3--N输入下排水沟道底泥反硝化速率 Fig. 1 Sediment denitrification rates with different NO3--N input in ditches under different land uses |
N2O排放速率为硝化作用和反硝化作用中N2O排放速率之和[12~14].果园、菜地和稻田这3种土地利用方式排水沟底泥在不同上覆水NO3--N输入梯度下的N2O平均排放速率变化范围分别为0.02~0.08、0.16~1.71、0.04~0.44 μg·(kg·h)-1(图 2).在无外源氮输入或低浓度NO3--N输入时(N0和N1), 3种沟道底泥N2O排放速率差异不显著; 随输入氮浓度增大, 菜地排水沟底泥N2O排放速率显著高于其它两条沟道底泥的N2O排放速率(P < 0.05). 3条沟道底泥N2O排放速率变化规律与其对应的反硝化速率变化规律基本一致, 果园和稻田排水沟底泥N2O排放速率随时间变化最大值均出现在前4 h, 且随培养时间延长呈逐渐减小趋势; 菜地排水沟底泥N2O排放速率随培养时间延长呈先增后降趋势, 最大值出现在26 h.除菜地外, 沟道底泥N2O排放平均速率随外源NO3--N输入浓度增大均无显著变化(P>0.05).
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图 2 不同浓度上覆水NO3--N输入下沟道底泥N2O排放速率 Fig. 2 N2O emission rates with different NO3--N inputs in ditches under different land uses |
培养期沟道底泥反硝化损失和N2O排放总量的估算(以每kg土壤的排放量计算)如图 3所示. 3种利用方式土地排水沟底泥的累积反硝化量均随上覆水NO3--N输入浓度升高显著增大(P < 0.05), 呈线性正相关关系(R2>0.75).培养74 h后果园排水沟在N0、N1、N2、N3和N4处理下底泥累积反硝化损失总氮量分别为23.6、28.2、59.6、365.1和854.6 μg·kg-1, 分别占净氮投入量的0.09%、0.10%、0.12%、0.31%和0.62%;菜地和稻田排水沟底泥累积反硝化量与果园排水沟有一致变化规律, 在N0、N1、N2、N3和N4处理下菜地排水沟底泥累积反硝化损失总量分别占净氮投入量的0.15%、0.18%、0.28%、0.30%和0.33%;而稻田排水沟底泥累积反硝化损失总量分别占净氮投入量的0.10%、0.15%、0.18%、0.49%和0.52%.外源NO3--N输入增大了底泥反硝化损失氮量占输入氮量的比例.
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图中不同大写字母表示相同外源NO3--N输入浓度梯度下, 不同种植区沟道底泥反硝化和N2O排放损失氮量之间差异显著(P < 0.05);不同小写字母表示相同种植区内, 不同外源NO3--N输入浓度梯度下沟道底泥反硝化和N2O排放损失氮量之间差异显著(P < 0.05) 图 3 不同NO3--N浓度下沟道底泥累积反硝化量和N2O排放量 Fig. 3 Accumulation of denitrification and N2O emissions for different NO3--N inputs |
外源氮输入增加了菜地排水沟底泥N2O排放总量.培养74 h后, 菜地排水沟底泥在N0、N1、N2、N3和N4处理下累积N2O排放总量分别为7.7、13.2、50.2、51.9和104.4 μg·kg-1, 高NO3--N输入(N2、N3和N4)处理下N2O累计排放量显著高于对照组(P < 0.05).外源氮输入对稻田和果园排水沟道底泥累积N2O排放总量无显著影响(P>0.05).
3种土地利用排水沟道底泥反硝化和N2O排放损失氮量之间的差异受外源NO3--N输入影响(图 3).在无外源氮或低外源氮输入时(N0和N1), 3种沟道底泥反硝化和N2O排放损失氮量之间的差异不显著(P>0.05).随输入NO3--N浓度增大, 特别是高外源氮输入(N3和N4)条件下, 果园和稻田排水沟道底泥反硝化损失氮量显著高于菜地沟道底泥反硝化损失氮量(P < 0.05), 而菜地排水沟底泥N2O排放损失氮量显著高于其它两条沟道底泥的N2O排放损失氮量(P < 0.05).
3 讨论 3.1 外源氮添加对排水沟道底泥反硝化和N2O排放损失氮量的影响土壤反硝化作用是微生物驱动的氮素转换过程, 凡是影响微生物活动的因素均对其产生影响[15, 16].外源氮输入通过改变碳氮比影响微生物活性, 从而影响土壤反硝化损失和N2O的排放[17~19].本试验中, 外源NO3--N输入对研究区排水沟道底泥反硝化速率具有显著影响(P < 0.05).培养试验过程中, 反硝化速率随外源氮输入量增大逐步增大.沟道底泥中添加NO3--N可加速底泥反硝化作用, 表明沟道中NO3--N浓度是影响反硝化速率的限制因子, 氮输入促进了土壤微生物生长, 产生激发效应, 这与前人研究结果一致[20, 21].但目前也有研究发现[22], 当土壤中添加高浓度NO3--N时, 土壤反硝化速率大小不受NO3--N浓度限制.如孙志高等[13]的研究结果表明当土壤NO3--N浓度达到一定值后, 高浓度氮可抑制微生物活性且水分和碳源将会转换成土壤反硝化限制因子.而本研究在底泥上覆水中NO3--N浓度达到10 mg·L-1时并没有出现反硝化作用被抑制的现象, 这一方面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[23, 24].另一方面, 也可能由于太湖地区长期高氮投入使得微生物已适应低碳氮比环境, 故添加氮源会持续促进高氮环境下的硝化与反硝化作用.
无外源氮或低外源氮输入时(N0和N1), 果园、菜地和稻田这3种利用方式土地排水沟道之间底泥反硝化和N2O排放损失氮量均无显著差异(P>0.05), 表明在低氮水平下, 氮是不同土地利用沟渠反硝化速率的最主要限制因子.随着外源NO3--N的输入, 不同土地利用方式排水沟道底泥反硝化速率之间的差异逐渐增大, 特别是高外源氮输入(N3和N4)条件下, 果园和稻田排水沟道底泥平均反硝化速率显著高于菜地沟道底泥的平均反硝化速率(P < 0.05), 而菜地排水沟底泥N2O排放损失氮量显著高于其它两条沟道底泥的N2O排放损失氮量(P < 0.05).其可能原因是, 随着氮浓度的增加, 不同土地利用沟渠反硝化速率的限制因素出现差异.对于果园和稻田来讲, 由于有机肥和动物粪肥施加量较多, 沟渠里富含有反硝化微生物所需要的DOC, 因此, 反硝化速度的主要限制因素仍然是氮浓度, 反硝化也进行得比较彻底, 反硝化的中间产物N2O产生较少.对于菜地而言, 由于其生长季短, 农民为了追求产量, 往往更多的施加速效肥如化肥, 沟渠中碳源物质较少, 反硝化速率不仅受氮浓度的影响, 还受到微生物可利用的碳浓度影响, 此时, 反硝化进行不彻底, 中间产物N2O产生量大, 这与丁洪等[20]的研究结果一致; Lee等[25]的研究结果也证明了氮的投入能大大增加土壤N2O排放.
3.2 外源氮输入条件下有机碳矿化(CO2-C)与反硝化关系培养试验中对各外源氮输入处理下沟道底泥有机碳(CO2-C)矿化量(以每kg土壤的排放量计算)进行了测定. 图 4为3种土地利用方式排水沟底泥CO2排放速率动态变化规律.培养前26 h时外源氮输入处理下各沟道底泥有机碳矿化速率均高于对照.果园排水沟中N0至N4梯度处理的底泥有机碳矿化平均速率变化为41.7 μg·(kg·h)-1增大至56.0 μg·(kg·h)-1, 稻田排水沟中底泥有机碳矿化平均速率变化为155.8~206.8 μg·(kg·h)-1, 激发效应随氮输入梯度升高而增大; 而菜地排水沟中N0至N4梯度处理底泥有机碳矿化平均速率分别为44.5、45.3、56.4、62.7和72.3 μg·(kg·h)-1.本试验结果表明NO3--N输入沟道后增大了底泥的有机碳(CO2-C)矿化量, 说明沟道底泥中有效碳源较多, 氮输入刺激了微生物生长, 这与刘德燕等[26]的研究结果一致.
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图 4 不同浓度上覆水NO3--N输入下沟道底泥CO2排放速率 Fig. 4 CO2 emission rates with different NO3--N inputs in ditches under different land uses |
土壤中反硝化过程主要是微生物化学过程, 而土壤微生物的活动需要从有机质中获得基质和能量, 有机碳(CO2-C)矿化可以为微生物活动提供这些基质和能量. 图 5为沟道底泥反硝化速率与CO2排放速率之间的关系.可以看出有机碳矿化速率与反硝化损失速率成正相关关系(n=15), 说明沟道底泥微生物发生有机碳(CO2-C)的矿化作用的同时也促进了反硝作用.
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图 5 沟道底泥反硝化损失速率与CO2排放速率间的关系 Fig. 5 Relationship between denitrification rate and CO2 mineralization rate |
(1) 外源氮输入激发了排水沟底泥反硝化作用, 3条沟道底泥反硝化速率均随上覆水NO3--N输入浓度增大显著增大(P < 0.05), 底泥累积反硝化量与输入NO3--N浓度呈显著线性正相关关系(R2>0.75);除菜地外, 沟道底泥N2O排放速率和累积排放量随外源NO3--N输入浓度增大均无显著增大趋势(P>0.05).
(2) 在无外源氮或低外源氮输入时(N0和N1), 果园、菜地和稻田种植区3种沟道底泥反硝化和N2O排放损失氮量之间的差异不显著(P>0.05).随输入NO3--N浓度增大, 特别是高外源氮输入(N3和N4)条件下, 果园和稻田排水沟道底泥反硝化损失氮量显著高于菜地沟道底泥反硝化损失氮量(P < 0.05), 而菜地排水沟底泥N2O排放损失氮量显著高于其它2条沟道底泥的N2O排放损失氮量(P < 0.05).
(3) 3种利用方式土地排水沟底泥有机碳矿化速率与反硝化损失速率成正相关关系(n=15), 沟道底泥微生物发生有机碳(CO2-C)矿化作用的同时也促进了硝化反硝作用.
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