張敬沙,龐炳坤,吳 杰,李志琳,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)

NH3是土壤氮素循環(huán)的產(chǎn)物,氮肥施入土壤后,有機(jī)氮經(jīng)微生物礦化作用轉(zhuǎn)化成無(wú)機(jī)氮,然后經(jīng)一系列復(fù)雜的動(dòng)力學(xué)過(guò)程,土壤中的銨氮最終以氨氣形式從土壤表層擴(kuò)散到大氣中[1].NH3揮發(fā)是農(nóng)田氮素?fù)p失的一個(gè)重要途徑,也是大氣中NH3的重要來(lái)源之一[2].NH3揮發(fā)會(huì)導(dǎo)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(jìn)入地表水體或土壤后可造成水體富營(yíng)養(yǎng)化和土壤酸化等環(huán)境問(wèn)題[3].NH3氧化或與OH自由基反應(yīng)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(xiàng)研究結(jié)果表明,相比SO2和NOx的釋放,NH3揮發(fā)與空氣中 PM2.5的時(shí)空變化之間有著更為密切的聯(lián)系,NH3在 PM2.5污染的形成過(guò)程中扮演著重要角色[5].NH3揮發(fā)引起的環(huán)境問(wèn)題不容忽視,減少NH3揮發(fā)的任務(wù)迫在眉睫.

我國(guó)是抗生素生產(chǎn)和使用大國(guó),近年來(lái),隨著集約化畜牧業(yè)的發(fā)展,獸用抗生素被大規(guī)模使用[6].進(jìn)入到動(dòng)物體內(nèi)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(guò)糞尿液排出,隨糞便的施用進(jìn)入到土壤,部分抗生素降解緩慢,導(dǎo)致土壤抗生素高殘留[7-9].土壤抗生素殘留會(huì)脅迫植物、微生物等代謝活動(dòng),進(jìn)而對(duì)土壤氮循環(huán)產(chǎn)生影響[7,10-11].如 Ma等[12]研究結(jié)果表明較小劑量水平的磺胺間甲氧嘧啶就會(huì)對(duì)微生物群落及其代謝多樣性產(chǎn)生較強(qiáng)的抑制作用.磺胺類藥物殘留對(duì)土壤呼吸也有著顯著的影響[10],對(duì)土壤硝化與銨化有一定的促進(jìn)作用[13]. Kotzerke等[7]的室內(nèi)研究發(fā)現(xiàn),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(shì),可能是高濃度磺胺嘧啶抑制了銨氧化古菌和銨氧化細(xì)菌的活性;此外,磺胺二甲嘧啶也可通過(guò)抑制反硝化細(xì)菌的增長(zhǎng),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(fā)的底物,抗生素可通過(guò)影響土壤氮循環(huán)相關(guān)微生物活動(dòng),改變土壤 NH4+-N含量而最終影響到 NH3揮發(fā).目前關(guān)于抗生素脅迫條件下土壤NH3揮發(fā)特征及其影響機(jī)制的研究鮮見(jiàn)報(bào)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(guó)磺胺類抗生素環(huán)境暴露濃度為100～46700μg/kg[16],有的農(nóng)田土壤磺胺類抗生素含量范圍高達(dá) 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(guò)田間原位觀測(cè)試驗(yàn),分別以農(nóng)家豬糞和常規(guī)復(fù)合肥為基肥作為對(duì)比,并根據(jù)土壤中磺胺類抗生素暴露濃度范圍,設(shè)置了低、中、高(5,15,30mg/kg)3個(gè)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(fā)規(guī)律及其影響機(jī)制,以期了解獸用抗生素的環(huán)境污染生態(tài)效應(yīng),為正確估算農(nóng)田NH3揮發(fā)總量、改善環(huán)境問(wèn)題作技術(shù)支撐,同時(shí)為減少農(nóng)田氮素?fù)p失提供科學(xué)的依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)觀測(cè)于2016年12月～2017年6月,在江蘇省南京市江寧區(qū)淳化街道南京農(nóng)業(yè)大學(xué)實(shí)驗(yàn)田(118°59′E,31°57′N)進(jìn)行.該地區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)氣候,年平均溫度15.4°C,整個(gè)小麥生長(zhǎng)季的降雨量為 557.8mm.土壤有機(jī)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(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)選擇的小麥供試品種為揚(yáng)麥 3號(hào),供試抗生素為磺胺二甲嘧啶(SMZ).基肥分為常規(guī)復(fù)合肥和豬糞2種氮肥.復(fù)合肥的N:P2O5:K2O比例為 15:15:15,豬糞是經(jīng)堆置的不含獸用抗生素的農(nóng)戶散養(yǎng)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(yàn)共設(shè) 9個(gè)處理,分別為:不施肥不添加抗生素(CK);以復(fù)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(shí)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(guī)施肥條件及抗生素隨有機(jī)糞源進(jìn)入土壤后的NH3揮發(fā)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(gè)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(guò)磷酸鈣(P2O5,12%)和氯化鉀(K2O,60%)形態(tài)在施豬糞時(shí)進(jìn)行補(bǔ)充.

試驗(yàn)田采用微區(qū)設(shè)計(jì),微區(qū)面積為 3m×2m,每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù),隨機(jī)排列.各區(qū)之間設(shè)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(nóng)田管理措施均與當(dāng)?shù)爻Ｒ?guī)管理一致.

1.3 樣品采集及測(cè)定方法

土壤NH3揮發(fā)的測(cè)定采用通氣法[18].NH3揮發(fā)收集裝置由高12cm,內(nèi)徑15cm的PVC管制成.采樣時(shí)將PVC管插入土壤中2cm,分別將兩塊提前浸潤(rùn)過(guò)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(jìn)入裝置,下層海綿距離土壤表面5cm,用于吸收土壤揮發(fā)的NH3,兩塊海綿之間的距離約為1cm.在每個(gè)微區(qū)隨機(jī)放置 1個(gè)收集裝置,于施肥后當(dāng)天開(kāi)始收集土壤 NH3揮發(fā),一般捕集 6h后取樣.取樣時(shí)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(shí)將 PVC管隨機(jī)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(jiān)測(cè)到的NH3揮發(fā)與CK無(wú)顯著差異為止.將采集的海綿帶回實(shí)驗(yàn)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(guò)濾,用連續(xù)流動(dòng)分析儀(型號(hào):AA3,SEAL Analytical,產(chǎn)地:英國(guó))測(cè)定浸取液中的 NH4+-N,根據(jù)測(cè)得的NH4+-N含量和采集裝置的橫截面積及每次連續(xù)采集的時(shí)間計(jì)算土壤的NH3-N揮發(fā)速率.

土壤NH3揮發(fā)速率計(jì)算公式為:

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

式中:C為每個(gè)捕獲裝置單次測(cè)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(shí)間,d.

NH3揮發(fā)累積量計(jì)算公式為:

M=Σ(F(N+1)+FN)×0.5×(t(N+1)-tN)

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

NH3揮發(fā)損失率(%)=(ET-ECK)/N×100

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

每次采樣同時(shí),用 MP-406Ⅲ型土壤水分溫度測(cè)定儀(南通中天精密儀器有限公司)測(cè)定5cm深度的土壤溫度和土壤水分(體積比),根據(jù)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(qū)多點(diǎn)采樣制成混合樣,以便測(cè)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(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定土壤NH4+-N、NO3--N含量.土壤脲酶活性的測(cè)定采用靛酚藍(lán)比色法[19],其活性以24h后1g土壤中NH3-N的毫克數(shù)表示.參照李彥文等[20]的方法對(duì)土壤中磺胺二甲嘧啶殘留量進(jìn)行測(cè)定.實(shí)驗(yàn)開(kāi)始前及小麥?zhǔn)斋@后的土壤有機(jī)質(zhì)、全氮采用土壤農(nóng)化分析的常規(guī)方法測(cè)定.土壤pH值采用1:2.5的土水比制成土壤懸液,用電位計(jì)法測(cè)定.

1.4 數(shù)據(jù)處理

實(shí)驗(yàn)結(jié)果用算數(shù)平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤差表示.運(yùn)用Excel 2010和Spss19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析,采用origin 9.0軟件進(jìn)行作圖分析.

2 結(jié)果

2.1 磺胺二甲嘧啶對(duì)小麥生長(zhǎng)季NH3揮發(fā)速率的影響

整個(gè)NH3揮發(fā)觀測(cè)期,各處理NH3揮發(fā)速率變化趨勢(shì)基本一致(圖1).為更好地了解各處理之間的NH3揮發(fā)速率動(dòng)態(tài)變化,將NH3揮發(fā)監(jiān)測(cè)時(shí)間分為兩個(gè)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(xiàn)一個(gè)較小的峰值,峰值大小順序?yàn)?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(fā)速率均高于復(fù)合肥處理.與基肥期不同,各施肥處理均在追肥后第4d出現(xiàn)最大的NH3揮發(fā)速率峰值.以復(fù)合肥為基肥的處理中,CF+SMZ15處理的 NH3揮發(fā)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(fā)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(dú)立觀測(cè)時(shí)間對(duì) NH3揮發(fā)速率作二因子方差分析,結(jié)果表明,基肥階段各處理之間的NH3揮發(fā)速率無(wú)顯著差異(P＞0.05),而每次獨(dú)立觀測(cè)時(shí)間之間的 NH3揮發(fā)速率有極顯著差異(P＜0.01).追肥階段,各處理及每次獨(dú)立觀測(cè)時(shí)間之間的NH3揮發(fā)速率均有極顯著差異(P＜0.01).從圖 1中可以看出,基肥為復(fù)合肥和豬糞處理中,CF+SMZ15處理和CM+SMZ30處理表現(xiàn)為明顯的促進(jìn)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(fā)速率均在基肥階段達(dá)到顯著差異(P＜0.05),在追肥階段達(dá)到極顯著差異(P＜0.01),而CF+SMZ15與CM+SMZ15處理之間在整個(gè)觀測(cè)期均無(wú)顯著差異(P＞0.05).

圖1 小麥生長(zhǎng)季NH3揮發(fā)的季節(jié)性動(dòng)態(tài)變化Fig.1 Seasonal variations in NH3 volatilization during the wheat growing season

2.2 磺胺二甲嘧啶對(duì)小麥土壤NH3揮發(fā)累積量的影響

表 1為觀測(cè)期內(nèi)土壤 NH3揮發(fā)累積量.整個(gè)觀測(cè)期,各處理的 NH3揮發(fā)累積量達(dá)到 14.98～48.82kgN/hm2,CM+SMZ30處理的NH3揮發(fā)累積量最高,達(dá)到 48.82kgN/hm2.其中追肥階段達(dá)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(fā)累積量占整個(gè)生育期的 67.89%～81.99%,可知整個(gè)觀測(cè)期內(nèi),NH3揮發(fā)累積主要發(fā)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(fā)累積量均無(wú)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(fā)累積量(P＜0.05).整個(gè)觀測(cè)期內(nèi),所有抗生素處理在均值水平上均增加了 NH3揮發(fā)累積量,其中 CF+SMZ15、CF+SMZ30處理顯著增加了NH3揮發(fā)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(fā)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(wú)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(fā)累積量顯著高于復(fù)合肥處理;基肥階段,各豬糞處理的NH3揮發(fā)累積量也均高于復(fù)合肥處理,但均未達(dá)到顯著性(P＞0.05).施肥處理均顯著增加了 NH3揮發(fā)累積量(P＜0.05),引起氮素?fù)p失.以復(fù)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?yàn)?CF+SMZ30＞CF+SMZ5＞CF; CF+SMZ30、CF+SMZ15和CF+SMZ5處理所導(dǎo)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?yàn)?CM+SMZ5＞CM+SMZ15＞CM;CM+SMZ30、CM+SMZ15和CM+SMZ5處理所導(dǎo)致的NH3-N損失比分別是CM的1.5、1.1和1.1倍.此結(jié)果說(shuō)明對(duì)土壤NH3揮發(fā)的促進(jìn)效應(yīng),SMZ與復(fù)合肥的協(xié)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(duì)值均大于復(fù)合肥處理.

表1 小麥生長(zhǎng)季NH3揮發(fā)累積量Table 1 Cumulative NH3volatilization during the wheat-growing season

3 討論

3.1 磺胺二甲嘧啶對(duì)與麥田NH3揮發(fā)相關(guān)因子的影響

影響農(nóng)田 NH3揮發(fā)的因素有土壤因素、農(nóng)業(yè)措施以及氣候因素等[21].將 SMZ對(duì) NH3揮發(fā)顯著影響期(也即追肥期)內(nèi)的 NH3揮發(fā)速率與相關(guān)因子進(jìn)行時(shí)間加權(quán)平均,相關(guān)分析結(jié)果如圖2、3所示.從圖 2得知,以復(fù)合肥為基肥的處理中,NH3揮發(fā)時(shí)間加權(quán)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(guān)(P＜0.1),與土壤NO3--N平均含量在0.05水平上呈顯著正相關(guān)(P＜0.05);豬糞處理中,NH3揮發(fā)時(shí)間加權(quán)平均速率與土壤 NH4+-N平均含量沒(méi)有表現(xiàn)出較強(qiáng)的相關(guān)性(P＞0.05),而與土壤NO3--N平均含量在0.1水平上呈現(xiàn)顯著正相關(guān)(P＜0.1).

從圖 2可以看出,以復(fù)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(wú)明顯促進(jìn)效應(yīng),說(shuō)明在以復(fù)合肥為基肥的處理中,SMZ促進(jìn)土壤NH3揮發(fā),主要是因?yàn)槠湓黾恿送寥乐袩o(wú)機(jī)氮的含量,尤其是 NO3--N含量.有研究表明,室內(nèi)培養(yǎng)條件下,高濃度磺胺嘧啶可能會(huì)通過(guò)抑制銨氧化古菌和氨氧化細(xì)菌而增加土壤NH4+-N含量[7];而SMZ可通過(guò)抑制反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)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(guó)彬[13]的研究結(jié)果也表明,10mg/kg濃度的磺胺類藥物殘留對(duì)土壤銨化和硝化有“激活-恢復(fù)”作用;50mg/kg濃度的磺胺類藥物殘留對(duì)土壤銨化和硝化一直呈現(xiàn)“激活”狀態(tài).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(wú)明顯峰值,且土壤NH4+-N與土壤NO3--N呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01).因此NH3揮發(fā)與NO3--N相關(guān)性更強(qiáng)一些.以豬糞為基肥的處理中,不同濃度SMZ處理對(duì)無(wú)機(jī)氮沒(méi)有顯著的促進(jìn)作用,這是因?yàn)樨i糞中有機(jī)質(zhì)含量高,提高了土壤的 C/N,土壤微生物作用對(duì)無(wú)機(jī)氮的消耗增大,同時(shí)有機(jī)質(zhì)對(duì)抗生素吸附能力強(qiáng),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(zhǎng)期施用豬糞和復(fù)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(fā)時(shí)間加權(quán)平均速率與土壤NH4+-N、NO3--N時(shí)間加權(quán)平均含量相關(guān)關(guān)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(fā)時(shí)間加權(quán)平均速率與土壤脲酶加權(quán)平均活性相關(guān)關(guān)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(guò)相關(guān)分析,未能發(fā)現(xiàn)小麥追肥期 NH3揮發(fā)時(shí)間加權(quán)平均速率與土壤脲酶活性平均值之間有明顯的直接相關(guān)關(guān)系(P＞0.05,圖 3).而本研究團(tuán)隊(duì)卻在水田條件下發(fā)現(xiàn) NH3揮發(fā)速率與脲酶活性之間有顯著的直接正相關(guān)關(guān)系,并且SMZ對(duì)脲酶活性表現(xiàn)為明顯的促進(jìn)作用.本研究中,將NH3揮發(fā)速率與脲酶活性日測(cè)定值作逐次后移滑動(dòng)分析,發(fā)現(xiàn)二者之間有極顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜0.01,圖 4).說(shuō)明旱田條件下,脲酶在將尿素態(tài)氮轉(zhuǎn)化為NH4+-N(土壤產(chǎn)生NH3的底物)時(shí),脲酶活性對(duì)NH3揮發(fā)的影響出現(xiàn)了滯后效應(yīng),滯后時(shí)間為2～4d.

圖4 追肥期NH3揮發(fā)速率與土壤脲酶活性逐次后移滑動(dòng)相關(guān)關(guān)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(duì)麥田NH3揮發(fā)的影響

整個(gè)觀測(cè)期內(nèi),基肥期溫度較低,氣體擴(kuò)散系數(shù)低,阻礙了NH3從液相到氣相的轉(zhuǎn)移,整體NH3揮發(fā)速率較低,追肥期溫度回升,且追施尿素在短期內(nèi)為 NH3揮發(fā)提供較多的 NH4+-N,較利于NH3揮發(fā),因此NH3揮發(fā)速率較高.然而無(wú)論是基肥期還是追肥期,與不施抗生素對(duì)比,各濃度水平SMZ處理的NH3累積揮發(fā)均值均有所提高,這是因?yàn)榇蠖鄶?shù)抗生素均有靶標(biāo)微生物,其會(huì)抑制靶標(biāo)微生物的活性,而使其他微生物從土壤中獲得大量資源,數(shù)量激增[6].Hossain等[24]早在1984年就發(fā)現(xiàn)一些獸藥在抑制其靶標(biāo)微生物的同時(shí)可促進(jìn)其他微生物的生長(zhǎng).在本實(shí)驗(yàn)中抗生素可能是通過(guò)抑制了其靶標(biāo)微生物活性而使土壤氨化細(xì)菌和硝化細(xì)菌得到生長(zhǎng),提高了土壤無(wú)機(jī)氮含量,進(jìn)而促進(jìn)NH3揮發(fā).

需要重點(diǎn)指出的是,在追肥階段,CF+SMZ15、CF+SMZ30和CM+SMZ30處理均顯著地促進(jìn)了NH3揮發(fā)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(shí)土壤中同時(shí)存在著 SMZ母體及其代謝產(chǎn)物,經(jīng)測(cè)定,本研究追肥時(shí)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(jīng)降低至較低水平,表明此時(shí)可能是降解產(chǎn)物起主要作用,激活了土壤中與無(wú)機(jī)氮轉(zhuǎn)化相關(guān)的微生物活性.

3.3 磺胺二甲嘧啶在不同基肥條件下對(duì)麥田NH3揮發(fā)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(fā)速率無(wú)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(gè)觀測(cè)期均無(wú)顯著差異(P＞0.05).徐秋桐等[26]研究結(jié)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(fù)合肥,因此肥源對(duì)減緩抗生素效應(yīng)是有差異的;但中濃度的SMZ與不同基肥處理之間沒(méi)有顯著差異,其具體原因有待進(jìn)一步探索.此外,本試驗(yàn)結(jié)果還表明SMZ對(duì)NH3揮發(fā)的促進(jìn)作用復(fù)合肥處理高于豬糞處理.這可能是由于,相比于復(fù)合肥,豬糞中有機(jī)質(zhì)多,有機(jī)質(zhì)與抗生素之間發(fā)生吸附作用,降低了抗生素的生物有效性,最終導(dǎo)致SMZ在豬糞中的效應(yīng)低于復(fù)合肥.

總之,不同濃度的SMZ與氮肥混施均增加了NH3揮發(fā)累積量,較高濃度的SMZ達(dá)到了顯著增加水平,且SMZ與豬糞混施更能促進(jìn)NH3揮發(fā).隨著我國(guó)養(yǎng)殖場(chǎng)規(guī)?；募哟?畜禽糞便的增多,獸用抗生素大量隨畜禽糞便進(jìn)入農(nóng)田,造成土壤抗生素污染加重,并進(jìn)一步影響著土壤氮循環(huán),增加 NH3揮發(fā),形成惡性循環(huán).因此,需大力加強(qiáng)對(duì)獸藥抗生素的管控及進(jìn)一步探明不同獸藥抗生素對(duì)土壤NH3揮發(fā)的影響機(jī)制,為減緩獸用抗生素的環(huán)境污染生態(tài)效應(yīng)提供助力.

4 結(jié)論

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

[1]姜珊珊.氮肥減量及不同品種肥料配施對(duì)稻麥農(nóng)田 CH4和N2O(直接和間接)排放的影響 [D]. 南京:南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2017.

[2]倪 康,丁維新,蔡祖聰.有機(jī)復(fù)合肥長(zhǎng)期定位試驗(yàn)土壤小麥季氨揮發(fā)損失及其影響因素研究 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009,28(12):2614-2622.

[3]朱兆良,文啟孝.中國(guó)土壤氮素 [M]. 南京:江蘇科技出版社,1992:171-185.

[4]孫志高,劉景雙,于君寶,等.濕地土壤 NH3揮發(fā)、N2O釋放過(guò)程及影響因素 [J]. 濕地科學(xué), 2008,6(3):429-439.

[5]Wu Y Y, Gu B J, Jan W E, et al. PM2.5pollution is substantially affected by ammonia emissions in China [J]. Environmental Pollution, 2016,218:86-94.

[6]鮑陳燕.豬糞對(duì)抗生素在農(nóng)田系統(tǒng)中行為的影響 [D]. 杭州:浙江大學(xué), 2016.

[7]Kotzerke A, Sharma S, Schauss K, et al. Alterations in soil microbial activity and N-transformation processes due to sulfadiazine loads in pig-manure [J]. Environmental Pollution,2008,153(2):315-322.

[8]Zhao L, Dong Y H, Wang H. Residues of veterinary antibiotics in manures from feedlot livestock in eight provinces of China [J].Science of the Total Environment, 2010,408(5):1069-1075.

[9]成玉婷,吳小蓮,向 壘,等.廣州市典型有機(jī)蔬菜基地土壤中磺胺類抗生素污染特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(3):1154-1161.

[10]Liu F, Tao R, Ying J F, et al. Effects of six selected antibiotics on plant growth and soil microbial and enzymatic activities [J].Environmental Pollution, 2009,157(5):1636-1642.

[11]阮琳琳,林 輝,馬軍偉,等.土壤中單一及復(fù)合抗生素的降解及微生物響應(yīng) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2018,38(3):1081-1089.

[12]Ma J W, Lin H, Sun W C, et al. Soil microbial systems respond differentially to tetracycline, sulfamonomethoxine, and ciprofloxacin entering soil under pot experimental conditions alone and in combination [J]. Environment Science Pollution Research, 2014,21(12):7436–7448.

[13]國(guó) 彬,姚麗賢,劉忠珍,等.磺胺類獸藥對(duì)土壤生化功能及氮素的影響 [J]. 土壤, 2012,44(4):596-600.

[14]Hou L J, Yin G Y, Liu M, et al. Eあects of sulfamethazine on denitri fi cation and the associated N2O release in estuarine and coastal sediments [J]. Environmental Science & Technology,2015,49:326?333.

[15]Sarmah A K, Meyer M T, Boxall A B. A global perspective on the use, sales, exposure pathways, occurrence, fate and effects of veterinary antibiotics VAs in the environment [J]. Chemosphere,2006,65(5):725-759.

[16]王 娜.環(huán)境中磺胺類抗生素及其抗性基因的污染特征及風(fēng)險(xiǎn)研究 [D]. 南京:南京大學(xué), 2014.

[17]Ji X, Shen Q, Liu F, et al. Antibiotic resistance gene abundances associated with antibiotics and heavy metals in animal manures and agricultural soils adjacent to feedlots in Shanghai; China [J].Journal of Hazardous Materials, 2012,235-236(20):178-185.

[18]王朝輝,劉學(xué)軍,巨曉棠,等.田間土壤氨揮發(fā)的原位測(cè)定-通氣法[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2002,8(2):205-209.

[19]關(guān)松蔭.土壤酶及其研究方法 [M]. 北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,1986:294-302.

[20]李彥文,莫測(cè)輝,趙 娜,等.高效液相色譜法測(cè)定水和土壤中磺胺類抗生素 [J]. 分析化學(xué), 2008,36(7):954-958.

[21]Rosendahl I, Siemens J, Kindler R, et al. Persistence of the fluoroquinolone antibiotic difloxac in soil and lacking effects on nitrogen turnover [J]. Environment Quality, 2012,41(4):1275–1283.

[22]Olesen J E, Rubaek G H, Heidmann T, et al. Effect of climate change on greenhouse gas emissions from arable crop rotations[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystem, 2004,70(2):147-160.

[23]孔維棟,朱永官.抗生素類獸藥對(duì)植物和土壤微生物的生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)研究進(jìn)展 [J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2007,2(1):1-9.

[24]Hossain A K M, A lexander M. Enhanzing soybean rhizosphere colonization by Rhizobium japonicum [J]. Applied &Environmental Microbiology, 1984,48(3):468-472.

[25]王 冉,劉鐵錚,耿志明,等.獸藥磺胺二甲嘧啶在土壤中的生態(tài)行為 [J]. 土壤學(xué)報(bào), 2007,44(2):307-311.

[26]徐秋桐,顧國(guó)平,張明奎.適宜水分和養(yǎng)分提高土壤中磺胺二甲嘧啶降解率 [J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2016,32(1):132-138.