陳順濤 朱同彬 陳建秋 單 軍 顏曉元

（1 中國藥科大學工學院，南京 210009）

（2 中國科學院南京土壤研究所，南京 210008）

（3 中國地質科學院巖溶地質研究所/自然資源部、廣西巖溶動力學重點實驗室，廣西桂林 541004）

藥品與個人護理用品（Pharmaceutical and personal care products, PPCPs）是一類新型的環(huán)境有機污染物，而三氯生（Troclosan, TCS）和三氯卡班（Triclocarban, TCC）是其中的典型代表。TCS和TCC作為兩種廣譜的抗菌劑，已被廣泛添加于日化用品如香皂、洗發(fā)膏、牙膏、洗手液以及化妝品等［1］。由于TCS和TCC廣泛、大量的使用以及污水處理廠對此類物質去除效率的限制［2］，使得其在環(huán)境中被頻繁地檢出，特別是在活性污泥中，TCS的平均濃度為34.9 mg·kg-1，而TCC的濃度可達到10.2 mg·kg-1［3-4］。近年來，由于水資源的短缺，處理污水的農(nóng)田灌溉以及活性污泥的農(nóng)田利用已經(jīng)成為美國等發(fā)達國家重要的農(nóng)業(yè)實踐，但TCS和TCC會隨著污水及污泥進入土壤生態(tài)系統(tǒng)，具有很大的潛在環(huán)境風險，因此受到了持續(xù)的關注。

TCS和TCC具有一定的生態(tài)毒性。研究表明，mg·L-1濃度水平的TCS和TCC即可對食細菌秀麗隱桿線蟲產(chǎn)生顯著的生理和生殖毒性［5］，此外，研究也顯示，TCC、TCS以及甲基三氯生（Me-TCS）能在蝸牛和藻類體內(nèi)生物蓄積，并產(chǎn)生生物放大效應［6-7］。重金屬和TCS復合污染效應的研究表明，銅、鋅與TCS的復合污染均顯著減少了土壤微生物生物量，并增加了土壤微生物的代謝活性［8］。王鳳花等［9］發(fā)現(xiàn)，TCS與鎘單一及復合污染對土壤呼吸呈現(xiàn)激活—抑制—激活的生態(tài)效應，并顯著抑制土壤蔗糖酶活性。Waller和Kookana［10］也發(fā)現(xiàn)，當TCS的濃度超過10 mg·kg-1時，土壤的呼吸作用受到了顯著抑制。因此可以預期，土壤中普遍存在的TCS和TCC對土壤中的元素轉化和生態(tài)系統(tǒng)服務功能會產(chǎn)生潛在影響。

在稻田生態(tài)系統(tǒng)，氮素是水稻產(chǎn)量的主要限制性營養(yǎng)元素，為了提高水稻產(chǎn)量，氮肥經(jīng)常會被過量使用［11］。在好氧條件下，肥料中的氮素通過微生物的作用將會轉化為各種形態(tài)氮，而各形態(tài)氮素之間的轉化速率控制了各種形態(tài)的氮在土壤中含量的變化［12］。當TCS和TCC隨處理污水和活性污泥進入水稻田時，由于其抗菌的性質，可能會對稻田土壤氮轉化過程產(chǎn)生影響。例如，有研究顯示，5 mg·kg-1和50 mg·kg-1的TCS分別顯著抑制了砂土和黏土中的土壤凈硝化活性［10］。N2O作為土壤硝化反應的中間產(chǎn)物也可能受到TCS和TCC暴露的影響，但目前有關TCS和TCC對稻田土壤N2O排放影響的研究尚未見諸報道。此外，以往有關外源污染物對土壤氮轉化過程影響的研究大多僅關注其對氮素凈轉化速率（如凈礦化和凈硝化速率等）的影響，而對于控制氮形態(tài)含量變化的各個過程的初級轉化速率的影響則鮮有涉及。考慮到土壤氮素在作物生長和環(huán)境效應中的重要性及TCS和TCC在土壤環(huán)境的廣泛檢出，很有必要從氮素初級轉化過程角度開展TCS和TCC對土壤氮轉化過程的影響。近年來，隨著15N同位素示蹤技術和模型數(shù)值優(yōu)化算法的發(fā)展［13-14］，使得同時量化土壤中多個氮素轉化過程初級轉化速率成為可能，為準確測定土壤氮素實際轉化速率提供了可靠手段。為此，本文采用15N同位素稀釋法結合Müller等［13］提出的氮轉化數(shù)值模型，系統(tǒng)地研究不同濃度梯度下TCS和TCC單一或聯(lián)合存在對水稻土好氧氮轉化過程及N2O排放的影響，以期為合理評價TCS和TCC的土壤環(huán)境風險及稻田氮素管理提供科學借鑒。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

水稻土采自中國科學院常熟農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站水稻田，施氮肥量為300 kg·hm-2（以N計，下同），采樣時間為2017年11月，采樣時稻田處于休閑期。采樣深度為0～20 cm，采集后的鮮土過2 mm篩，4℃保存?zhèn)溆谩Ｈ壬兌却笥?9%，TCS）和三氯卡班（純度大于97%，TCC)購于Sigma-Aldrich（上海，中國），丙酮購于南京化學試劑股份有限公司，三氯生和三氯卡班的丙酮儲備溶液于4℃冰箱保存?zhèn)溆谩?/p>

1.2 15N示蹤實驗

本研究采用15N成對標記技術測定土壤中多個氮素轉化過程的初級速率［13］，實驗操作參考Zhu等［15］的研究，實驗中TCS和TCC的濃度設置參考土壤和底泥中的實際檢出濃度［16-17］。首先，稱取相當于30 g干土重的新鮮土樣于250 mL三角瓶中，再加入1 mL的TCS、TCC以及TCS和TCC混合丙酮儲備液（丙酮含量小于0.5%），使其在土壤中的濃度分別達到2和5 mg·kg-1TCS、1和2 mg·kg-1TCC、2 mg·kg-1TCS+1 mg·kg-1TCC和5 mg·kg-1TCS+2 mg·kg-1TCC，同時將不加抗菌劑的處理作為空白對照（CK），每個處理設置三個重復。每個處理采用15NH4NO3（15N豐度為10.3%）和NH415NO3（15N豐度為10.3%）成對標記，15NH4NO3和NH415NO3以溶液形式加入三角瓶中，加入量為1 mL，加入的標記液盡可能均勻地分布于土壤，其中，NH4+-N和NO3--N含量均為50 mg·kg-1（以N計，下同）干土。同時加入2.5 mL蒸餾水，調(diào)節(jié)土壤含水量至50%WHC（田間持水量）。隨后，用保鮮膜將三角瓶封口，扎上小孔以便通氣，最后在20℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)96 h。

分別于加入標記液后的0.5、24、48和96 h隨機從培養(yǎng)箱中取出各處理的樣品，加入150 mL 2 mol·L-1KCl溶液，于20℃/250 r·min-1下振蕩提取1 h，過濾，提取液保存于4℃冰箱中，并于一周內(nèi)完成測定。提取液中-N和-N的測定用MgO-戴氏合金蒸餾法，即先在部分提取液中加入MgO蒸出之后加入戴氏合金，將還原為蒸出，餾出液均用硼酸+混合指示劑（甲基紅+溴甲酚綠）吸收液吸收，0.02 mol·L-1標準硫酸滴定，可得到提取液中-N和-N的含量。酸化后的蒸餾液在80℃濃縮，然后用同位素比質譜儀（MAT-251，SerCon質譜公司，英國）測定15N豐度。

1.3 土壤氮初級轉化速率和凈硝化速率的計算

土壤氮的初級轉化速率依據(jù)Müller等［13］的氮素轉化模型結合馬爾柯夫鏈蒙特卡洛隨機采樣方法（Markov chmin Monte Carlo Metropolis a l g o r i t h m, M C M C）計算方法得出，共包括8個初級轉化速率：（1）有機氮礦化為銨態(tài)氮（MNorg）；（2）銨態(tài)氮固定為有機氮（INH4）；（3）銨態(tài)氮的釋放（RNH4a）；（4）銨態(tài)氮的吸附（ANH4）；（5）自養(yǎng)硝化（ONH4）；（6）異養(yǎng)硝化（ONorg）；（7）硝態(tài)氮固定為難分解有機氮（INO3）；（8)硝態(tài)氮異化還原為銨（DNRA）。本研究所用的7種處理土壤氮的初級轉化速率符合一級或者二級動力學方程。土壤氮的初級轉化速率的運算采用MCMC法，通過連續(xù)調(diào)整模型和實測的和-N的濃度及15N豐度，使擬合值最小化，避免局域最小值問題，確保模型運算過程中找到真正的全局最小值。此外，根據(jù)硝態(tài)氮總產(chǎn)生速率（ONH4+ ONorg）減去硝態(tài)氮總消耗速率（INO3+DNRA）計算得出凈硝化速率。

1.4 N2O含量的測定

稱取相當于10 g干土重的新鮮土樣于120 mL血清瓶中，然后在瓶口貼上封口膜，20℃室內(nèi)預培養(yǎng)一天。結束后，向血清瓶中加入0.5 mL 0.036 mol·L-1硝酸鉀溶液，使得水稻土中N的濃度達到50 mg·kg-1。在考察TCS和TCC單一作用時，TCS的濃度梯度為0.01、0.1、1、2和5 mg·kg-1；TCC的濃度梯度為0.01、0.05、0.1、1和2 mg·kg-1。聯(lián)合作用實驗中，其濃度梯度（T C S+T C C，mg·kg-1）為0+0、0.01+0.01、0.1+0.05、1+0.1、2+1和5+2。此外，將不加抗菌劑的處理作為對照，每個處理設置3個重復，共需48個血清瓶。加入蒸餾水，調(diào)節(jié)土壤含水量至65%最大持水量（WHC），貼上封口膜，扎孔，保證通氣。繼續(xù)于20℃的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)96 h。

分別在加入抗菌劑后0.5、24、48和96 h采集N2O氣體樣品，每次采集氣樣前先去掉封口膜，用鋁蓋密封血清瓶。真空泵抽真空8 min后充入室內(nèi)空氣1 min，置于20℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)3 h后，采集血清瓶上部氣體，每次抽取氣樣前用注射器反復抽提瓶內(nèi)氣體3次以混勻氣體，所采集的氣樣用配備電子捕獲檢測器（ECD）的氣相色譜儀（Agilent 7890A，美國）測定。以高純氮氣作為載氣，流速25 mL·min-1，使用不銹鋼分離柱（內(nèi)徑為2 mm，長度3 m），填充材料為Porapak Q（80～100目），分離柱工作溫度為55℃，檢測器工作溫度為330℃。

N2O產(chǎn)生速率的計算式如下：

式中，VN2O表示N2O的產(chǎn)生速率，mg·kg-1·h-1；dc/dt為單位時間內(nèi)血清瓶內(nèi)氣體濃度增加量，mg·kg-1·h-1；Vm為氣體的摩爾體積，22.4 L·mol-1；M為摩爾質量，28 g·mol-1（N2O-N）；V是血清瓶上部有效空間體積，m3；m為烘干土重，kg；T為測定氣體時的溫度，℃。N2O累積排放量為前后2次采樣測定的排放通量平均值與時間間隔乘積的累加。

1.5 數(shù)據(jù)處理

利用S P S S 1 9.0 軟件中的單因素方差分析（One-way ANOVA）（最小顯著差異法（LSD）及鄧肯法（Duncan）檢驗）方法對不同處理下氮的初級轉化速率、凈硝化速率、N2O排放速率以及N2O累積排放量的差異進行顯著性分析，顯著性水平設置為P＜0.05。TCS和TCC的濃度與N2O累積排放量之間的關系采用皮爾森（Pearson）相關進行分析。

2 結 果

2.1 TCS和TCC處理下水稻土無機氮庫含量及15N豐度

TCC和TCS各種處理下，水稻土15NH4NO3和NH415NO3處理-N和-N含量變化趨勢一致，整個培養(yǎng)過程，土壤-N含量呈降低趨勢而-N含量呈升高趨勢（圖1）。培養(yǎng)96 h后，TCC和TCS各處理下土壤的實測凈硝化速率為正值，其中，5 mg·kg-1TCS+2 mg·kg-1TCC處理的實測凈硝化速率最?。?.02 mg·kg-1·d-1），而2 mg·kg-1TCC處理最大（7.81 mg·kg-1·d-1）。與模型值相比，實測凈硝化速率與其無顯著性差異（P＞0.05）。5 mg·kg-1TCS+2 mg·kg-1TCC處理的實測凈礦化速率為負值（-0.47 mg·kg-1·d-1），而其余處理均為正值（0～0.75 mg·kg-1·d-1），2 mg·kg-1TCS處理的實測凈礦化速率最大。圖2顯示，整個培養(yǎng)過程15NH4NO3處理土壤-N庫的15N豐度顯著降低（P＜0.05）,而-N庫的15N豐度顯著升高（P＜0.05）。NH415NO3處理土壤NH4+-N庫的15N豐度略有提高，而-N庫的15N豐度顯著降低（P＜0.05）。

2.2 TCS和TCC處理下水稻土氮的初級轉化速率和凈硝化速率

根據(jù)Müller等［13］的15N轉化模型，可計算出8個土壤氮的初級轉化速率，結果發(fā)現(xiàn)，添加了TCS和TCC的水稻土氮的轉化過程發(fā)生了顯著改變（表1）。與CK的總礦化速率（1.67 mg·kg-1·d-1（以N計，下同））相比，除1 mg·kg-1TCC和5 mg·kg-1TCS+2 mg·kg-1TCC 處理外，其余的TCS和TCC單一及聯(lián)合處理均顯著（P＜0.05）增加了總礦化速率（2.07～2.37 mg·kg-1·d-1）。此外，與CK相比（0.71 mg·kg-1·d-1），除了1 mg·kg-1TCC處理外，其余抗菌劑處理均顯著（P＜0.05）增加了水稻土的總同化速率（1.06～2.15 mg·kg-1·d-1）。水稻土的總同化速率隨著TCS和TCC單一處理添加劑量的增加而增加，具有劑量效應，而TCS和TCC的聯(lián)合處理則并未觀察到明顯的劑量效應。2 mg·kg-1TCC處理以及TCS和TCC聯(lián)合處理顯著（P＜0.05）抑制了銨的吸附速率，其余處理雖然也對銨的吸附速率有所抑制，但并不顯著。與CK相比，TCS和TCC單一和聯(lián)合處理均有提高銨釋放速率的趨勢，但影響并不顯著（表1）。

圖1 三氯生和三氯卡班添加處理下土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的實測值（點）和模型模擬值（線）變化Fig. 1 Measured (Dots) and simulated (Line) concentrations of and in soil during the 96 h of incubation relative to treatment

TCS和TCC處理顯著改變了水稻土硝態(tài)氮的總產(chǎn)生和總消耗過程。根據(jù)計算結果，CK和所有處理的異養(yǎng)硝化速率為0，說明該水稻土很可能缺少異養(yǎng)硝化菌。CK處理的自養(yǎng)硝化速率為8.67 mg·kg-1·d-1，而TCS和TCC單一及聯(lián)合處理均顯著（P＜0.05）抑制了自養(yǎng)硝化速率（6.22～8.21 mg·kg-1·d-1），抑制率為5.30%～28.31%。自養(yǎng)硝化速率隨著TCS單一處理及TCS和TCC聯(lián)合處理濃度的增加而減?。═CS：r=-0.98，P=0.00；TCS+TCC：r=-0.97，P = 0.00），而TCC單一處理則無明顯的劑量關系。與CK的硝態(tài)氮固定速率（0.50 mg·kg-1·d-1）相比，TCS和TCC單一及聯(lián)合處理均顯著（P＜0.05）抑制了硝態(tài)氮的固定，其抑制率為78.04%～96.11%。CK和抗菌劑處理中均存在硝態(tài)氮異化還原成銨（DNRA）的過程，2 mg·kg-1TCS及5 mg·kg-1TCS+2 mg·kg-1TCC處理提高了DNRA的速率，但并不顯著，其余的抗菌劑處理均顯著（P＜0.05）抑制了DNRA的速率，抑制率為31.99%～85.02%。2 mg·kg-1TCC處理促進了凈硝化，但并不顯著，其余的TCS和TCC處理均顯著（P＜0.05）抑制了凈硝化速率，抑制率為2.44%～26.19%。

表1 TCS和TCC添加對水稻土氮素初級轉化速率及凈硝化速率的影響Table 1 Effects of TCS and TCC (alone or in combination) on N preliminary transformation rate/(mg·kg-1·d-1) and net nitrification rate/(mg·kg-1·d-1) in the paddy soil relative to treatment

2.3 TCS和TCC處理下水稻土N2O的排放速率和累積排放量

T C S 和T C C 的添加顯著改變了水稻土N2O的排放速率（圖3）。培養(yǎng)0.5 h，與對照相比（8.81×10-3mg·kg-1·h-1），TCS和TCC單一及聯(lián)合處理均顯著（P＜0.05）提高了水稻土N2O的排放速率（11.52～13.83×10-3mg·kg-1·h-1），且隨著TCS、TCC以及TCS和TCC聯(lián)合處理濃度的增加，N2O的排放速率也隨之增加，具有劑量效應。培養(yǎng)至24 h，對照處理N2O的排放速率為1.56×10-3mg·kg-1·h-1，與0.5 h相比，N2O的排放速率有所下降，此時，所有TCS和TCC單一及聯(lián)合處理的排放速率在1.53～2.65×10-3mg·kg-1·h-1之間。TCC單一處理以及TCS和TCC聯(lián)合處理均顯著地（P＜0.05）提高了水稻土N2O的排放速率，而TCS單一處理僅在2和5 mg·kg-1時顯著（P＜0.05）提高了N2O排放速率。隨著培養(yǎng)時間的延長，對照處理N2O的排放速率（1.82×10-3mg·kg-1·h-1）有所上升，2和5 mg·kg-1TCS單一處理、2 mg·kg-1TCC單一處理以及2 mg·kg-1TCS+1 mg·kg-1TCC和5 mg·kg-1TCS+2 mg·kg-1TCC處理顯著（P＜0.05）提高了其排放速率，其余的抗菌劑處理無顯著影響。當培養(yǎng)至96 h，與對照相比，所有的TCS和TCC單一及聯(lián)合處理的N2O排放速率均無顯著變化。

圖3 TCS和TCC添加對水稻土N2O排放速率的影響Fig. 3 Effects of TCS and TCC (alone or in combination) on N2O release rate from the paddy soil relative to treatment

圖4顯示，所有TCS和TCC單一及聯(lián)合處理均顯著（P＜0.05）增加了水稻土N2O的累積排放量。對照水稻土N2O的累積排放量為0.26 mg·kg-1，TCS和TCC單一和聯(lián)合處理的累積排放量在0.30～0.38 mg·kg-1之間，提高了12.04%～43.11%。TCS和TCC單一處理N2O的累積排放量分別為對照處理的1.13倍～1.42倍和1.13倍～1.44倍；TCS和TCC聯(lián)合處理N2O累積排放量為對照處理的1.17倍～1.44倍。TCS和TCC單一及聯(lián)合處理中，水稻土N2O的累積排放量隨著TCS和TCC添加量的增加而顯著增加，呈現(xiàn)明顯的劑量效應。

圖4 TCS和TCC添加對水稻土N2O累積排放量的影響Fig. 4 Effects of TCS and TCC (alone or in combination)on cumulative N2O emission from the paddy soil relative to treatment

3 討 論

3.1 TCS和TCC處理對水稻土礦化-同化循環(huán)及硝化作用的影響

氮是限制水稻生產(chǎn)的營養(yǎng)元素，而水稻土中的氮通常以有機態(tài)氮和無機態(tài)氮兩種形式存在。研究發(fā)現(xiàn)，某些植物可直接利用土壤中的有機態(tài)氮如氨基酸，但可供絕大多數(shù)作物吸收利用的氮仍以無機態(tài)氮為主［18-19］。土壤中無機態(tài)氮的供應包括供氮量及供氮過程兩個方面，其中，供氮過程是評價供氮能力的重要指標。自然界中，土壤氮素的礦化-同化循環(huán)是兩個重要環(huán)節(jié)，也是決定供氮能力的重要因素［20］。本研究發(fā)現(xiàn)，與對照相比，TCS和TCC處理的總礦化速率有所增加（表1）。當水稻土中加入TCS和TCC后，由于其廣譜抗菌的性質，部分微生物被殺死，可溶性細胞質如糖類、氨基酸和肽類就會從死亡細胞中泄漏出來，而存活的微生物可利用這部分營養(yǎng)源［21］。由于這部分營養(yǎng)源更加容易分解，發(fā)生礦化的微生物工作效率可能會更高，因此，TCS和TCC處理反而提高了水稻土的礦化速率。Ingham 和Coleman［22］發(fā)現(xiàn)，土壤微生物可將鏈霉素和放線菌酮直接作為碳源和氮源，而TCS和TCC與其有類似的官能團以及抗菌作用，因此，TCS和TCC也可能為微生物提供了碳源和氮源，提高了微生物的活性，這有待進一步研究證實。

傳統(tǒng)觀點認為，硝化作用是硝化細菌以CO2作為碳源，將銨態(tài)氮轉化為硝態(tài)氮，并獲得能量的過程，而近期研究發(fā)現(xiàn)，在酸性土壤中，有機氮也可直接被氧化為硝態(tài)氮，即異養(yǎng)硝化作用［23-24］。本研究發(fā)現(xiàn)，對照以及TCS和TCC單一及聯(lián)合處理的異養(yǎng)硝化速率為0，說明水稻土中很可能缺少異養(yǎng)硝化菌。圖5中，所有TCS和TCC單一及聯(lián)合處理的自養(yǎng)硝化速率均受到了顯著抑制。自養(yǎng)硝化分兩個階段完成，即氨氧化過程和亞硝酸氧化過程，氨氧化作用也被稱為亞硝化作用，是硝化過程的限速步驟［25］，因此，以往對硝化過程的研究主要集中在氨氧化過程。本研究中，TCS和TCC處理可能抑制了氨氧化菌（氨氧化古菌和氨氧化細菌）或者亞硝化細菌的活性。Waller和Kookana［10］發(fā)現(xiàn)，當TCS在砂土中的濃度超過5 mg·kg-1，將會抑制土壤的凈硝化活性，這與本文的研究結果一致。值得關注的是，TCS和TCC單一及聯(lián)合處理對凈硝化速率的影響結果與對自養(yǎng)硝化速率的影響基本一致，可能的原因是，與硝態(tài)氮的總產(chǎn)生（自養(yǎng)硝化和異養(yǎng)硝化）相比，硝態(tài)氮的總消耗速率（硝態(tài)氮的固定以及DNRA過程）很小，因而，硝態(tài)氮的總產(chǎn)生速率是凈硝化速率較高的主導因素。土壤中氮的同化是指無機氮被微生物同化吸收進入有機氮庫的過程，其中，微生物同化銨態(tài)氮進入有機氮庫的過程即為銨態(tài)氮的同化，是評價土壤保氮能力的一個重要指標。TCS處理以及TCS和TCC的聯(lián)合處理均顯著促進了水稻土銨態(tài)氮的同化，而1 mg·kg-1TCC處理對其速率無顯著影響，2 mg·kg-1TCC處理顯著提高了銨態(tài)氮的同化速率，這說明低濃度TCC處理未達到效應值。TCS和TCC單一及聯(lián)合處理抑制了自養(yǎng)硝化過程，這可能為銨態(tài)氮的同化提供了底物，從而增加了其同化速率。Booth等［26］發(fā)現(xiàn)，土壤中銨態(tài)氮的微生物同化速率與氮的礦化速率顯著正相關，但在本研究中，有機氮的礦化與銨態(tài)氮的同化并無顯著的相關性，這可能與土壤的理化性質等有關系。

3.2 T C S 和T C C 處理對水稻土硝態(tài)氮固定及DNRA過程的影響

硝態(tài)氮的固定（INO3）是一個消耗硝態(tài)氮的過程，可以避免硝態(tài)氮的過度累積。對照處理的INO3是TCS和TCC單一及聯(lián)合處理的4.5倍～25倍，這可能是因為TCS和TCC是廣譜抗菌劑，微生物需要較多的能量去適應存在抗菌劑的脅迫環(huán)境，因此，與對照硝態(tài)氮的同化速率相比，TCS和TCC單一及聯(lián)合處理的INO3幾乎可以忽略。銨態(tài)氮的同化速率為硝態(tài)氮同化速率的1.4倍～71.0倍，這與Low等［27］的研究結果一致，說明土壤微生物更傾向于銨態(tài)氮的同化。對于另一個消耗硝態(tài)氮的過程DNRA來說，2 mg·kg-1TCS處理對其無顯著影響，而5 mg·kg-1TCS處理顯著抑制了DNRA速率，說明TCS對DNRA過程的抑制有劑量效應，而TCC處理均顯著抑制了DNRA速率，說明參與DNRA過程的微生物對TCC更敏感。

圖5 不同抗菌劑對水稻土氮素初級轉化速率的影響示意圖Fig. 5 Schematic of the effects of antimicrobial agents,separately, on soil N preliminary transformation rate in the paddy soil

3.3 TCS和TCC處理對水稻土N2O排放的影響

N2O是一種受人類活動影響的重要溫室氣體，在自然或耕作土壤中，硝化和反硝化是土壤中N2O的主要來源。除此之外，化學反硝化、硝化細菌反硝化、硝態(tài)氮異化還原成銨（DNRA）以及羥胺的化學分解等過程均能產(chǎn)生N2O［28］。與對照相比，TCS和TCC處理顯著地促進了N2O的排放，是對照N2O累積排放量的1.13倍～1.44倍，TCS和TCC促進N2O排放的具體機制尚待進一步研究，一種可能的解釋是土壤氮轉化微生物部分利用TCS和TCC作為碳源，從而促進了N2O的排放［29］。本文中，在對照與抗菌劑處理的水稻土中，均發(fā)現(xiàn)了DNRA過程，這也說明TCS和TCC處理促進N2O的排放也可能是通過對DNRA過程的影響產(chǎn)生的。以往研究認為，DNRA過程的發(fā)生需要嚴格厭氧的環(huán)境及高含量碳源供給，但近期一些研究表明，DNRA過程的發(fā)生對環(huán)境條件的要求可能并不像過去認為的那樣嚴格，相比于反硝化，DNRA 對氧氣的存在并不十分敏感，在好氧情況下，DNRA較反硝化更具競爭力［30-31］，在并不完全厭氧的熱帶和溫帶森林土壤中具有很高的初級DNRA 轉化速率，并且DNRA 是這些土壤中硝酸根的主要消耗過程［32-33］。目前尚不清楚TCS和TCC處理促進N2O產(chǎn)生的具體途徑，需要進一步探索其促進N2O排放的機理，可能的一種解釋是TCS和TCC處理選擇性地抑制了非典型N2O還原型（nosZ II）微生物的活性［34］。

4 結 論

TCS和TCC的添加改變了水稻土好氧氮轉化過程，1 mg·kg-1TCC單一處理及2 mg·kg-1TCC+5 mg·kg-1TCS聯(lián)合處理對水稻土氮素的礦化-同化無顯著影響，其余TCS和TCC處理均促進了氮的礦化-同化循環(huán)。此外，TCS和TCC處理顯著降低了自養(yǎng)硝化速率、硝態(tài)氮的微生物固定速率以及DNRA速率（其中，2 mg·kg-1TCS處理對DNRA速率無顯著影響）。值得注意的是，與對照相比，在實驗周期內(nèi)（4天），TCS和TCC處理顯著地促進了N2O的排放，其累積排放量為對照的1.13倍～1.44倍。TCS和TCC添加增加了水稻土N2O的排放，可能影響稻田生態(tài)系統(tǒng)對臭氧層破壞及溫室效應的貢獻。因此，未來評價TCS和TCC土壤生態(tài)風險時，應重視其對好氧氮轉化過程及N2O排放的影響。

致 謝 感謝中國地質科學院巖溶地質研究所楊霖、羅柳玲、李菁等同學在15N示蹤實驗給予的幫助；感謝中國科學院南京土壤研究所柴延超、李進芳、馬舒坦等同學在N2O排放實驗上給予的幫助。