碳底物含量对厌氧条件下水稻土N2、N2O、NO、CO2和CH4排放的影响

引用本文

陈诺, 廖婷婷, 王睿, 郑循华, 胡荣桂, Klaus Butterbach-Bahl. 碳底物含量对厌氧条件下水稻土N₂、N₂O、NO、CO₂和CH₄排放的影响[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3595-3604. 复制到剪切板

CHEN Nuo, LIAO Ting-ting, WANG Rui, ZHENG Xun-hua, HU Rong-gui, Klaus Butterbach-Bahl. Effect of Carbon Substrate Concentration on N₂, N₂O, NO, CO₂ and CH₄ Emissions from a Paddy Soil in Anaerobic Condition[J]. Environmental Science, 2014, 35(9): 3595-3604. 复制到剪切板

碳底物含量对厌氧条件下水稻土N₂、N₂O、NO、CO₂和CH₄排放的影响

陈诺^1,2, 廖婷婷², 王睿² , 郑循华², 胡荣桂¹, Klaus Butterbach-Bahl³

1. 华中农业大学资源与环境学院, 武汉 430070;
2. 中国科学院大气物理研究所大气边界层物理和大气化学国家重点实验室, 北京 100029;
3. 卡尔斯鲁厄理工大学气象与气候研究所大气环境研究部, 加尔米施-帕滕基兴 82467, 德国

收稿日期: 2014-2-18; 修订日期: 2014-4-11.

基金项目：国家重点基础研究发展规划（973）项目（2012CB417100）；国家自然科学基金项目（41075109，41303060，41321064）

作者简介：陈诺（1989~），女，硕士研究生，主要研究方向为土壤反硝化过程机制，E-mail：Nuo.C1989@gmail.com

通讯联系人,王睿,E-mail: wangrui@mail.iap.ac.cn

摘要：理解底物碳氮对厌氧条件下水稻土排放氮素气体——氮气（N₂）、氧化亚氮（N₂O）和一氧化氮（NO）以及二氧化碳（CO₂）和甲烷（CH₄）的影响，有助于制定合理的温室气体减排措施，定量了解反硝化产物组成对碳底物水平的依赖性，也有助于氮转化过程模型研发中制定正确的关键过程参数选取方法或参数化方案. 本研究采用粉砂壤质水稻土为研究对象，设置对照（CK）和加碳（C⁺）两个处理，前者的初始硝态氮和可溶性有机碳（DOC）含量分别为~50 mg ·kg^-1和~28 mg ·kg^-1，后者的分别为~50 mg ·kg^-1和~300 mg ·kg^-1. 采用氦环境培养-气体及碳氮底物直接同步测定系统，研究了完全厌氧条件下碳底物水平对上述气体排放的影响. 结果表明，CK处理无CH₄排放，而C⁺处理可观测到CH₄排放；C⁺处理的综合增温潜势显著高于CK处理（P<0.01）；NO、N₂O和N₂排放量占这3种氮素气体排放总量的比重，在CK处理分别约为9%、35%和56%，在C⁺处理分别约为31%、50%和19%，处理间差异显著（P<0.01）. 由此表明，碳底物水平可显著改变所排放氮素气体的组成；对于旱地阶段硝态氮比较丰富的水稻土，避免在淹水前或淹水期间施用有机肥，有利于削减温室气体排放.

关键词：水稻土反硝化气体排放 N₂ N₂O NO DOC含量 NO₃^-含量

Effect of Carbon Substrate Concentration on N₂, N₂O, NO, CO₂ and CH₄ Emissions from a Paddy Soil in Anaerobic Condition

CHEN Nuo^1,2, LIAO Ting-ting², WANG Rui² , ZHENG Xun-hua², HU Rong-gui¹, Klaus Butterbach-Bahl³

1. College of Resources and Environment, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430070, China;
2. State Key Laboratory of Atmospheric Boundary Layer Physics and Atmospheric Chemistry, Institute of Atmospheric Physics, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100029, China;
3. Atmospheric Environmental Research, Institute for Meteorology and Climate Research, Karlsruhe Institute of Technology, Garmisch-Partenkirchen 82467, Germany

Abstract: Understanding the effects of carbon and nitrogen substrates concentrations on the emissions of denitrification gases including nitrogen (N₂), nitrous oxide (N₂O) and nitric oxide (NO), carbon dioxide (CO₂) and methane (CH₄) from anaerobic paddy soils is believed to be helpful for development of greenhouse gas mitigation strategies. Moreover, understanding the quantitative dependence of denitrification products compositions on carbon substrate concentration could provide some key parameters or parameterization scheme for developing process-oriented model(s) of nitrogen transformation. Using a silt loam soil collected from a paddy field, we investigated the influence of carbon substrate concentration on the emissions of the denitrification gases, CO₂ and CH₄ from anaerobically incubated soils by setting two treatments: control (CK) with initial soil nitrate and dissolved organic carbon (DOC) concentrations of~50 mg ·kg^-1 and ~28 mg ·kg^-1, respectively; and DOC added (C⁺) with initial soil nitrate and DOC concentrations of~50 mg ·kg^-1 and ~300 mg ·kg^-1, respectively. The emissions of denitrification gases, CO₂ and CH₄, as well as concentrations of carbon and nitrogen substrates for each treatment were dynamically measured, using the gas-flow-soil-core technique and a paralleling substrate monitoring system. The results showed that CH₄ emission was not observed in CK treatment while observed in C⁺ treatment. Aggregate emission of greenhouse gases for C⁺treatment was significantly higher comparing with the CK treatment (P<0.01). The mass fractions of NO, N₂O and N₂ emissions in total nitrogen gases emissions were approximately 9%, 35% and 56% for CK treatment, respectively; and approximately 31%, 50% and 19% for C⁺treatment, respectively, with significant differences between these two treatments (P<0.01). The results indicated that carbon substrate concentrations can significantly change the composition of nitrogen gas emissions. The results also implicated that organic fertilizer should not be applied to nitrate-rich paddy soils prior to or during flooding so as to mitigate greenhouse gases emissions.

Key words: paddy soil denitrification gas emissions N₂ N₂O NO DOC concentration NO₃^- concentration

微生物反硝化作用是微生物在无氧或微氧条件下利用碳源作为电子供体，将硝态氮(NO^-₃)和亚硝态氮(NO^-₂)逐步还原成一氧化氮(NO)、氧化亚氮(N₂ O)和氮气(N₂)的过程^[1]. 微生物反硝化在闭合全球氮循环中起着极其重要的作用^[2]，同时，该过程的中间产物N₂ O和NO，因对环境和气候产生直接和间接影响而备受关注^[3].

中国是水稻生产大国，水稻种植面积占全国耕地面积的23%^[4]. 在淹水种植条件下，稻田土壤中反硝化作用剧烈发生，从而导致N₂ O产生和排放，严格厌氧下的有机碳转化过程还会产生进而排放大量甲烷(CH₄)^[5]. 稻田N₂ O和CH₄的减排已成为国内外研究的热点^{[6, 7, 8]}. 影响淹水稻田土壤反硝化速率及产物组成的主要控制因子包括碳源(可溶性有机碳)和氮源(硝态氮)^[9]. 可溶性有机碳(DOC)是土壤有机质中最活跃的组分，生物有效性极高. 葡萄糖作为一种可溶性有机碳，常被用于室内研究模拟添加外源有机碳进入土壤. 目前，针对施肥影响土壤N₂ O和CH₄排放的研究较多^{[10, 11, 12, 13]}，但同步监测土壤微生物反硝化过程中N₂排放的研究较少，针对每种氮素气体、二氧化碳(CO₂)和CH₄的排放以及碳氮底物浓度的变化开展的综合研究更少. 因而，对稻田土壤厌氧条件下的反硝化过程速率和气体产物组成的变化规律及其与碳氮底物浓度水平的定量关系，迄今尚缺乏比较明确的认识.

本研究以采自湖北十堰地区的一个水稻土为对象，设置对照和添加碳源处理，使用氦环境培养-气体和底物直接同步测定系统^{[14, 15, 16]}，对土壤厌氧培养过程中的氮素气体及CO₂和CH₄排放速率和碳氮底物含量动态进行测定，以探讨碳底物含量对稻田土壤氮素气体产物组成的影响，以期为氮转化过程模型研发提供不同碳底物水平条件下供试土壤的关键反硝化过程参数(产物组成等)实测值.

1 材料与方法 1.1 供试土壤

供试土壤采自湖北省十堰市西沟乡黄土村(32°20′ N，110°30′ E)的水稻土农田，是一个粉砂壤质(silt loam)、偏酸性的土壤，其部分理化性质如表 1.

表 1 供试土壤的部分理化性质 ¹⁾ Table 1 Some physical and chemical properties of the investigated soil

1.2 试验设计

试验设置单加氮源的对照(CK)和碳氮源均添加(C⁺)两个处理. CK处理只加入一定量的硝酸钾(KNO₃)溶液，以补足土壤初始NO^-₃浓度为~50 mg ·kg^-1； C⁺处理通过加入一定量KNO₃和葡萄糖的混合溶液，调节土壤初始NO^-₃含量为~50 mg ·kg^-1，可溶性有机碳(DOC)含量为~300 mg ·kg^-1. 1.3 培养前的土壤处理

采回的鲜土经风干后磨细，过2 mm筛后混匀，室内干燥保存. 试验开始前2周左右，将供试土壤加水调节至土壤湿度(土壤充水孔隙度，WFPS)为~45%，在4℃条件下预培养. 试验开始前1 d，将预培养土壤充分混匀，测定土壤初始的NO^-₃和DOC浓度，根据测定值计算应当补充添加的NO^-₃和DOC的量，并配置好一定浓度的KNO₃溶液和KNO₃与葡萄糖混合溶液，置于冰箱(4℃)冷藏. 试验开始时，再次将预培养土壤充分混合，用环刀(内直径60 mm，高40 mm)取土柱39个(每个环刀的取土量参考田间实测的土壤容重来确定)，其中12个土柱放入气体直接测定系统的3个培养罐内，余下27个放入同步底物测定系统的27个培养罐内. 气体和底物测定系统的培养罐内的气室体积相对于土柱体积的比值是一致的，而且两系统流过培养罐的气体流速相对于土柱体积或气室体积的比值也是一致的，这样的设计就是尽可能地减少两个系统由于培养罐尺寸和土柱数量的不同而产生培养条件的差异^[16]. 每个土柱均添加等量的KNO₃溶液或KNO₃与葡萄糖的混合液(5 mL)，以将土壤初始NO^-₃和DOC浓度补足到设定值. 加入5 mL溶液后，土壤湿度增加至52% WFPS. 紧接着，立即密闭培养罐，进行气体置换、培养和气体排放速率及土壤碳氮底物浓度动态的测定. 对气体排放速率动态测定系统和碳氮底物浓度动态测定系统的简要介绍见1.4节，其更详细描述见文献^[11,12]. 1.4 土柱培养与气体排放速率测定方法

采用基于氦环境流动气体土柱培养(gas-flow-soil-core，GFSC)技术的气体排放速率测定系统和碳氮底物配套测定系统(SMOS)及其三阶段培养测定方法^{[14, 15, 16]}，进行气体(N₂、 N₂ O、 NO、 CO₂和CH₄)排放速率动态和碳氮底物[NO^-₃、亚硝态氮(NO^-₂)、铵态氮(NH⁺₄)和DOC]浓度动态的同步测定. GFSC-SMOS系统原理是用高纯氦气(He)和一定比例的高纯氧气(O₂)置换土柱内的气体，使土壤空气全部为He(和O₂)所取代，然后以一定时间间隔对培养容器内气体及底物浓度进行直接同步测定. 三阶段培养测定法包括低温有氧置换阶段(P₁)、低温厌氧置换阶段(P₂)和设定温度条件下的厌氧培养测定阶段(P₃)^{[14, 15, 16]}. P₁阶段的气体置换，旨在将培养体系中原有的N₂比较彻底地清除，为测定土壤中产生的N₂建立无背景N₂培养环境，整个置换过程在低温(~2℃)和~20% O₂浓度条件下进行，低温可以避免发生氧化反应而消耗初始NH⁺₄和DOC等，有氧防止发生反硝化作用而消耗初始NO^-₃. 为测定氮素气体排放潜势，P₂阶段的置换气体不含O₂，旨在使培养土柱内形成完全厌氧状态，但整个阶段仍然保持与P₁相同的低温，以使反硝化作用在此阶段不会强烈发生. P₃阶段始于将培养环境的温度迅速调节至设置温度水平(本研究设为25℃). 各阶段内以设定的频率进行气体、土壤采样和测定，以取得动态的气体排放速率和碳氮底物浓度，CK处理的培养过程结束于各种N素气体排放速率降至检测限附近时，C⁺处理的培养时间长度设置为与CK处理完全相同. 1.4.1 气体排放速率动态测定

GFSC由装样系统、气路系统和分析检测系统构成. 装样系统设有3个独立的不锈钢培养容器(内直径142 mm，内高56 mm)，每个容器内可放置4个环刀土柱. 培养容器置于可设置0~50℃范围内任何温度条件的恒温水浴中，既控制培养温度，又保证容器内的气密性. 气路系统用于实现气体置换和气体在线自动采集，并将气体样品注入分析系统，实现对N₂、 NO、 N₂ O、 CO₂和CH₄的直接同步测定. 分析系统由带双热导检测器(TCD)的气相色谱仪(Agilent micro GC 3000，安捷伦公司，美国加州)、带电子捕获检测器(ECD)和氢火焰离子化检测器(FID)的气相色谱仪(Agilent GC 6820，安捷伦中国分公司，中国上海)和氮氧化物分析仪(42i NO-NO₂-NOx，热电环境仪器公司，美国麻省)构成，前一个气相色谱仪(GC)的两个TCD分别用于分析N₂和高浓度NO，后一个GC用于分析N₂ O、 CO₂和CH₄浓度，氮氧化物分析仪用于检测低浓度NO. GFSC的构造和气体浓度测定方法详见文献^[14,16].

P₁阶段，待水浴温度降低至2℃，测定1次气体排放速率(但此阶段不能测定N₂). P₂和P₃阶段，每天测定4~6次气体排放速率(即每4~6 h测定一次). 每次排放速率的测定时间持续60 min，这期间每隔15 min测定一次培养容器气室的N₂、 N₂ O、 NO、 CO₂和CH₄浓度，共测定5次. 根据5次浓度测定值及对应的采样时间计算气体排放速率的公式^[14]如下：

式中，F为N₂、 N₂ O、 NO、 CO₂或CH₄排放速率[μg ·(h ·kg)^-1]，V_H为培养罐气室体积(408 mL)，Δc_i/Δt为经过稀释矫正的培养罐气室内被测气体体积混合比浓度(矫正方法详见文献^[14])的变化率[μmol ·(mol ·h)^-1]，Δc_l/Δt为培养罐的渗漏率[μmol ·(mol ·h)^-1]，M为每摩尔被测气体的C或N质量数(g ·mol^-1)，M_ds为培养土壤样品的干重(g)，Vcorr为培养罐气室温度和压力下的被测气体摩尔体积(L ·mol^-1).

GFSC测定上述气体排放速率的95%置信区间检测限[单位：μg ·(h ·kg)^-1]分别为：N₂，0.5； N₂ O，0.01； NO，0.05(NO-NO₂-NOx)~1.1(GC 3000)； CO₂，2.3； CH₄，0.2^[15]. 1.4.2 碳氮底物浓度动态测定

由于GFSC对气密性要求很高，不便在培养过程中监测土壤碳氮底物浓度动态，本研究采用廖婷婷^[16]建立的一套与GFSC配套的SMOS系统来完成上述4种碳氮底物浓度的动态测定. SMOS的土壤样品前处理方式及培养条件与GFSC完全一致. SMOS设有3组不锈钢密封培养罐，每组12个(每个培养罐的尺寸为内直径65 mm，内高65 mm，内可放置1个环刀土柱，环刀尺寸规格与GFSC中的一致)，可实现培养过程中对底物碳氮浓度测定多达12次(每次3个重复). 培养罐置于可在-20~50℃范围任意设置温度的恒温培养箱内，以控制土壤样品的培养温度. 各个培养罐之间互相独立，因而能够在培养过程中随时从每组中各取出一个培养土柱进行底物碳氮浓度测定，取样操作不会对其他继续培养的土柱造成干扰. 在培养条件转变的关键阶段(如升温后12 h内)，每4 h测定一次底物浓度，而在其他阶段，只每天测定一次底物浓度. 每次测定都从各组培养罐中同时各随机选取一个，共取3个土柱用于底物浓度测定. SMOS的构造和采样方法详见文献^[16].

对每次取出的3个重复土柱，分别采用如下方法测定其NO^-₃、 NO^-₂、 NH⁺₄和DOC浓度.

NH⁺₄和NO^{-^[17]₃：100 mL KCl(1 mol ·L^-1)浸提，水土比5，振荡1 h，流动注射分析仪(Skalar，SA5000，荷兰)测定.}

NO^{-^[18]₂：100 mL KCl(1 mol ·L^-1)浸提，水土比5，振荡1 h，分光光度计(UNICO UV-2802，中国上海)测定.}

DOC^[19]：30 mL K₂SO₄(0.05 mol ·L^-1)浸提，水土比5，振荡1 h，离心(6000 r ·min^-1，10 min)，无碳滤膜(0.45 μm聚醚砜，德国)过滤，碳氮分析仪(multi NC 3000，德国耶拿)测定. 1.5 数据处理与统计分析

采用Microsoft Office Excel 2010(微软公司，美国)进行数据处理，SPSS 16.0(SPSS Inc.,美国芝加哥)进行P<0.05水平的显著性检验和Sigmaplot 12.2(Systat Software Inc，印度班加罗尔)绘图.

无氧条件下，如果土壤中只发生反硝化过程，NO^-₃的减少量应等于反硝化气体累积排放量之和(N_t=NO+N₂ O+N₂)，但实际上由于测定误差和其他过程(如NO^-₃异化还原为铵)的存在，使得系统氮素回收率不能达到100%. 反硝化氮素产物排放(或变化)的测定结果对消耗氮底物的回收率(R)，是评价测定方法可靠性的重要指标，其值越接近100%越好. 当培养土壤中的NO^-₂浓度处于上升阶段(即ΔNO^-₂≥0)时，R=(N_t+|ΔNO^-₂|)/|ΔNO^-₃|×100；反之，则R=Nt/(|ΔNO^-₃|+|ΔNO^-₂|)×100. 式中,N_t为反硝化气体累积排放量之和(mg ·kg^-1)，|ΔNO^-₂|和|ΔNO^-₃|分别为该培养阶段土壤中亚硝态氮和硝态氮浓度变化量的绝对值(mg ·kg^-1).

综合增温潜势(aggregate emission of greenhouse gases，AE)，用来表征排放源释放的3种温室气体(CO₂、 CH₄和N₂ O)对全球温室效应总影响的一个指标，该指标以给定时间尺度的CO₂质量当量计(CO₂-eq). 给定时间尺度(20 a或100 a)上一种温室气体释放量的CO₂当量，根据该时间尺度上这种温室气体的全球增温潜势(GWP，无量纲参数)换算而得. 根据IPCC(2007)，CO₂、 CH₄和N₂ O在100年时间尺度上的GWP分别为1、 25和298. 由此，100时间尺度的AE由式(2)计算而得.

式中，AE单位为mg ·kg^-1(以CO₂-eq计)； F_CO₂为CO₂的排放量(mg ·kg^-1)； F_N₂O为N₂ O的排放量(mg ·kg^-1)； F_CH₄为CH₄的排放量(mg ·kg^-1). 2 结果与分析 2.1 氮素气体(N₂、 N₂ O和NO)与CO₂、 CH₄的排放速率动态

CK和C⁺处理各个培养阶段的N₂、 N₂ O、 NO、 CO₂与CH₄排放速率动态如图 1(a)和1(b)所示.

在P₁阶段，水浴温度刚降低至2℃时，CO₂排放速率仍较高，平均~300 μg ·(h ·kg)^-1，但N₂ O和NO排放均很低(接近测定系统的检测限)，并检测不到CH₄排放.

(a)、 (c)、 (e)为对照处理(CK)，其土壤初始硝态氮(NO^-₃)和可溶性有机碳(DOC)含量分别为~50 mg ·kg^-1和~28 mg ·kg^-1； (b)、 (d)、 (f)为添加DOC(C⁺)处理，其土壤初始NO^-₃和DOC含量分别为~50 mg ·kg^-1 和~300 mg ·kg^-1. 左图的图例适用于右图. e、 f中的水平虚线指示反硝化过程的CO₂/N_t比范围0.64~1.07(碳氮元素质量比)，N_t为反硝化气体累积排放(N_t=N₂+N₂ O+NO) 图 1 培养过程中的土壤氮素气体(N₂、 N₂ O和NO)、 CO₂和CH₄排放速率、 CO₂排放速率和N_t排放速率的碳氮元素质量比(CO₂/N_t)和碳氮底物(NO^-₃、 NO^-₂、 NH⁺₄和DOC)浓度动态 Fig. 1 Emission rates of nitrogenous gases (N₂,N₂ O and NO),CO₂ and CH₄,carbon to nitrogen mass ratio of CO₂ and N_t emission rates,and concentrations of nitrogen and carbon substrates (NO^-₃,NO^-₂,NH⁺₄ and DOC)

在P₂阶段，随着土壤孔隙中O₂的减少，尽管培养温度只有2℃，但反硝化作用还是因缺O₂而增强. 两处理间的N₂和N₂ O排放速率都无差异，但C⁺处理的NO和CO₂排放速率都显著(P<0.01)高于CK处理，两个处理的NO排放速率分别为118~192 μg ·(h ·kg)^-1和79~112 μg ·(h ·kg)^-1，CO₂排放速率分别为114~161 μg ·(h ·kg)^-1和44~85 μg ·(h ·kg)^-1. 此阶段也检测不到CH₄排放.

在P₃阶段，当水浴升温至25℃后，两个处理的各种气体都大量排放，这表明反硝化剧烈发生，N₂、 N₂ O、 NO和CO₂排放速率都较P₂阶段显著增大(P<0.001)，但两个处理间的氮素气体排放速率峰值大小和出现时间都极不相同(表 2). C⁺处理的NO、 N₂ O和N₂峰值出现时间依次为升温后的7、 19和23 h，而CK处理却依次为4、 11和27 h. C⁺处理这3种气体的排放速率峰值分别为(1216±50)、 (2258±90)和(891±110)μg ·(h ·kg)^-1，分别是CK处理的4.8、 3.0和2.1倍(P<0.01). 在C⁺处理中，当N₂出现排放峰值时，观测到负的N₂ O排放速率[(-343±22)μg ·(h ·kg)^-1，图 1(b)]，表明N₂最强排放时在培养容器气室中积累的N₂ O在此时发生了净消耗.

CK处理的CO₂排放，先是随N₂ O排放增加而增强，在N₂ O排放峰过后，又与N₂排放变化趋势一致. 与CK处理的CO₂排放在P₃阶段仅出现一个峰值不同，C⁺处理的CO₂排放在此阶段出现了多个峰值，其中第一个峰值出现的时间与NO峰一致，第二个峰值出现的时间与N₂峰一致(表 2). 并且C⁺处理在N₂排放峰出现后的40 h左右，开始观测到CH₄排放，最大排放速率为(22.4±0.04)μg ·(h ·kg)^-1，而CK处理却没有观测到CH₄排放[图 1(a)和1(b)].

表 2 升温后(即P₃阶段)各种气体排放速率峰值的大小及其出现时间 ¹⁾ Table 2 Magnitude and appearance time of peak emissions during P₃

2.2 土壤NO^-₃、 NO^-₂、 NH⁺₄和DOC浓度动态

CK和C⁺处理土壤培养过程中的NO^-₃、 NO^-₂、 NH⁺₄和DOC浓度动态如图 1(c)和1(d)所示.

在P₁阶段，C⁺处理的NO^-₃浓度有增加趋势，但增量不显著，而NH⁺₄浓度降低了(2.8±0.7)mg ·kg^-1(P<0.05)，DOC浓度降低了(38.7±9.4)mg ·kg^-1(P<0.05)； CK处理的NO^-₃浓度显著降低(P<0.01)，而NH⁺₄和DOC浓度变化不显著(表 3). 两个处理在此阶段均未观测到NO^-₂.

在P₂阶段，CK和C⁺处理的NO^-₃分别减少了(5.7±0.2)mg ·kg^-1(P<0.01)和(11.7±0.1)mg ·kg^-1(P<0.01)(表 3)，C⁺处理的反硝化中间产物NO^-₂在此阶段明显增加了~7.8 mg ·kg^-1(P<0.01)，NO和N₂气体也有少量排放. 与此同时，两个处理的CO₂排放均比P₁阶段显著增强(P<0.01)，且C⁺的增加幅度比CK的大(P<0.01). C⁺处理此阶段的NH⁺₄浓度减少了(2.7±0.2)mg ·kg^-1(P<0.05)，而CK处理的NH⁺₄浓度变化不显著. 两处理的DOC浓度在该阶段均无显著变化.

进入P₃阶段后，两处理的NO^-₃浓度都迅速减少，C⁺处理的NO^-₃浓度于升温后15 h降为0，而此时，CK处理的NO^-₃浓度仍有(14.2±0.3)mg ·kg^-1. 随着NO^-₃浓度降低，中间产物NO^-₂浓度增加，两处理的NO^-₂于升温后7 h左右出现各自的

最大浓度(16.7±0.2)mg ·kg^-1(CK)和(27.7±0.3)mg ·kg^-1(C⁺)，之后逐渐降低. C⁺处理的NH⁺₄浓度呈现先增加后减少的趋势，而CK处理的NH⁺₄浓度无明显变化趋势. 在P₃阶段培养过程结束时，CK和C⁺处理的DOC浓度分别降至(7.5±0.4)mg ·kg^-1和(66.0±1.3)mg ·kg^-1. 2.3 气体累积排放量及其摩尔比，以及测定反硝化氮素产物对消耗氮底物的回收率

各阶段的氮素气体与CO₂、 CH₄累积排放量、气体产物摩尔比，测定N素产物对消耗氮底物的回收率(P₁除外)以及综合温室效应(AGE)如表 3所示.

表 3 各处理不同培养阶段氮素气体、二氧化碳(CO₂)和甲烷(CH₄)的累积排放量，产物摩尔比，底物变化量，反硝化产物测定对消耗氮底物的回收率(R)，以及综合温室效应(AGE) ¹⁾ Table 3 Cumulative emissions of nitrogenous gases,carbon dioxide (CO₂) and methane (CH₄),molar ratios of gaseous products, changes of substrates concentrations,recovery rate of measured nitrogen reduction products toward consumed nitrogen substrates, and the aggregate emissions of greenhouse gases during different incubation periods

项目	P₁		P₂		P₃
项目	CK	C⁺	CK	C⁺	CK	C⁺
NO	ND	ND	2.8±0.01^a	4.2±0.05^b	3.2±0.3^a	13.1±0.4^b
N₂ O	ND	ND	1.3±0.04^a	1.6±0.03^b	12.9±1.3^a	21.1±0.9^b
N₂	—	—	0.5±0.01^a	0.4±0.01^b	20.3±0.4^a	7.9±0.4^b
N_t	—	—	4.6±0.07^a	6.2±0.04^b	36.4±1.1^a	42.1±0.9^b
CO₂	0.2±0.1a	0.4±0.1a	8.0±1.3^a	13.1±0.2^b	66.5±1.1^a	105±2.3^b
CH₄	ND	ND	ND	ND	ND	0.6±0.006
NO/N₂ O	ND	ND	4.3±0.2^a	5.3±0.1^b	0.5±0.01^a	1.2±0.03^b
N₂/N₂ O	—	—	0.3±0.1^a	0.2±0.1^b	1.6±0.05^a	0.4±0.03^b
CO₂/N_t	—	—	2.0±0.3^a	2.5±0.3^b	2.1±0.03^a	2.9±0.1^b
ΔNO^-₂	-0.1±0.1	0.4±0.1^**	0.1±0.01	7.8±1.1^**	-1.0±0.01^*	-7.9±1.1^**
ΔNO^-₃	-5.5±0.7^**	-1.74±1.0^**	-5.7±0.2^**	-11.7±0.1^**	-30.7±0.3^**	-38.9±2.6^**
ΔNH⁺₄	0.1±0.01	- 2.8±0.7^*	0.1±0.01	- 2.7±0.2^*	-0.8±0.1^**	5.0±0.9^*
ΔDOC	-5.1±0.2^*	-38.7±9.4	0.2±0.01	13.0±4.2	-7.5±0.6^**	-98.3±9.7^*
R	—	—	84±6	110±7	112±3	91±7
AGE	—	—	29.9	48.8	249.9	414.9
1)P₁、 P₂和P₃分别代表低温有氧置换、低温无氧置换和常温测定这3个培养阶段(详见正文)；表中的气体累积排放量或碳氮底物浓度变化数据为3个重复的平均值±标准误差，(mg ·kg^-1)； ND表示系统未检测到，“—”表示系统不能够检测； N_t，表示氮素气体累积排放总量(N_t=N₂+N₂ O+NO，mg ·kg^-1)； Δ表示培养阶段末的底物浓度与培养阶段初的底物浓度之差； R表示反硝化产物测定值对消耗氮底物的回收率(%)，AGE为综合温室效应(以CO₂-eq计，mg ·kg^-1)，其计算公式详见1.5节；表示增量变化显著水平P<0.05，*表示增量变化显著水平P<0.01； a、 b表示两个处理间是否有P<0.05水平的显著差异(相同字母表示没有显著差异)

在P₂阶段：CK和C⁺处理的氮素气体产物均以NO为主，其累积排放量分别为(2.8±0.01)mg ·kg^-1和(4.2±0.05)mg ·kg^-1，各占N_t的61%和67%；对于不同气体累积排放量的摩尔比NO/N₂ O、 N₂/N₂ O和CO₂/N_t，两个处理比较接近，CK分别约为4.3、 0.3和2.0，C⁺分别约为5.3、 0.2和2.5； CK和C⁺处理测定的反硝化氮素产物对消耗氮底物的回收率分别为84%和110%(两个处理平均97%). C⁺处理的综合温室效应显著高于CK处理(48.8 mg ·kg^-1和29.9 mg ·kg^-1，P<0.01).

在P₃阶段：C⁺处理的氮素气体产物累积排放量以N₂最少(~8.0 mg ·kg^-1)，N₂ O为主(~21 mg ·kg^-1)，各占N_t的~19%和~50%，而CK处理则以N₂为主(~20 mg ·kg^-1)，NO最少(~3 mg ·kg^-1)，各占N_t的~56%和~9%； C⁺处理不同气体累积排放量的摩尔比NO/N₂ O、 N₂/N₂ O和CO₂/N_t分别约为1.2、 0.4和2.9，CK处理的对应摩尔比则分别约为0.5、 1.6和2.1； CK和C⁺处理测定的反硝化氮素产物对消耗氮底物的回收率分别约为112%和91%(两个处理平均约102%). C⁺处理的综合温室效应(414.9 mg ·kg^-1)为CK处理(249.9 mg ·kg^-1)的1.7倍(P<0.01). 3 讨论 3.1 氮素气体产物比对碳底物水平的响应

由表 3的数据可知，与对照相比，在添加碳底物条件下，本研究P₃阶段的N₂ O累积排放量和N₂ O/(N₂ O+N₂)比均显著增大，二者各增加约64%和87%(P<0.01)，这与很多学者采用其他研究方法观测的结果具有一致性. 例如，前人的乙炔抑制法培养试验观测到同时添加葡萄糖和硝酸钾可释放更多的N₂ O，并且N₂ O/(N₂ O+N₂)比也较仅添加硝酸钾的处理显著增大^[20,21]，大田试验观测到有机肥(或绿肥、稻草)与化肥配施会显著增加N₂ O排放^[22,23]，¹⁵ N标记NO^-₃和NH⁺₄的试验观测到添加有机质提高了反硝化速率，从而使N₂ O生成量增加^[24]. 本研究观测到添加碳底物会显著降低N₂/N₂ O比(P<0.01)，却与前人的研究观测到相反的结果. 例如，Wang等^[25]采用GFSC技术在完全厌氧条件下对石灰性粉砂质黏土(pH为8.7)的观测结果显示，其P₃阶段的氮素气体排放却以N₂为主(占约50%)，N₂/N₂ O摩尔比约为1.7，与本研究CK处理P₂+P₃阶段的比值1.6比较一致(表 3)，尽管其初始碳氮底物含量同本研究的C⁺处理. 又如，有研究报道，在淹水或者较湿的土壤中添加易分解的碳底物有助于N₂ O被进一步还原，使N₂/N₂ O比增加^[26]，稻田施用小麦秸秆降低了N₂ O的排放，且N₂ O排放量与小麦秸秆的施用量成反比^[27]. 这些不同的结果表明，底物碳水平显著影响土壤反硝化速率及其产物组成，且如何影响还可能与土壤性质(如土壤质地、 pH)等因素有关^[28].

Senbayram等^[8]认为，土壤底物碳充足时，反硝化过程进行彻底，反硝化产物以终产物(N₂)为主，N₂/N₂ O比值较高. 但本研究却观测到与其观点相反的结果(表 3)，这可能与厌氧氨氧化有关. 当严格厌氧且碳源不足时，厌氧氨氧化细菌会与反硝化细菌竞争碳源，尤其C/N比低于2的环境更有利于厌氧氨氧化细菌的生存^[29]. 发生厌氧氨氧化过程时，NH⁺₄会替代DOC成为电子供体而与NO^-₂(有NO^-₂时)或SO^2-₄(无NO^-₂时)发生氧化还原反应，生成N₂，同时还可能释放少量NO^[29]. 本研究中，添加碳底物处理的P₃阶段氮素气体产物以NO和N₂ O为主，N₂仅占19%，N₂/N₂ O摩尔比仅为0.4. 相比之下，对照处理P₃阶段的氮素气体产物却以N₂为主，占56%，且N₂/N₂ O摩尔比高达1.6(表 3). 两个处理的这些差异可能是两方面的作用所致：一是GFSC培养容器内土壤中产生的气体不断被流过土柱上方的气流携带出气室(并被检测设备测到)，尽管土壤中存在比较丰富的碳底物，反硝化的中间气体产物NO和N₂ O也不能被进一步还原成终产物，因而在高碳条件下可以观测到较强的反硝化过程排放NO和N₂ O；二是CK处理的碳底物相对缺乏[P₃阶段开始时，该处理的DOC/(NH⁺₄+NO^-₃+NO^-₂)-N质量比为0.5]，这既抑制了反硝化作用，同时激发的厌氧氨氧化过程又导致了大量的N₂产生.

De Wever等^[30]用壤土和砂壤土开展对比试验发现，后者比前者更早、更快地释放含氮气体，并且峰值排放也更高. 一般认为土壤质地决定了土壤孔隙度特征，进而影响N₂ O在土壤中的扩散速率，质地越黏重，越不利于N₂ O扩散，被进一步还原的机会增加，从而造成N₂排放增加. 这种观点可以较好地解释本研究和Wang等^[25]分别用粉砂质壤土和粉砂质黏土取得的不同观测结果，即在相同碳氮底物(DOC和NO^-₃)初始浓度条件下，粉砂质黏土的氮素气体产物以N₂为主，而粉砂质壤土却以NO和N₂ O为主. 也有研究显示，高pH值促进N₂ O还原酶的活性，反硝化进行彻底，产物以N₂为主^[31]，这可能也是导致在相同碳氮底物条件下，Wang等^[25]所采用土壤(pH约8.7)主要排放N₂，而本研究采用的土壤(pH约6.2)却排放较多N₂ O的另一重要原因.

综上所述，厌氧土壤排放的氮素气体是以N₂为主，还是以N₂ O或N₂ O和NO为主，与质地、酸碱性等土壤性质和碳底物是否缺乏有关. 3.2 N₂排放峰值比N₂ O排放峰值滞后的时间对碳底物水平的响应

本研究观测到氮素气体排放峰值出现的顺序依次是NO、 N₂ O和N₂，这与3种气体在反硝化链式反应过程中的生成顺序完全一致^[1]，但不同研究观测到的气体排放峰值间隔时间却有所不同^[32,33]. 本研究的N₂峰值滞后于N₂ O峰4(C⁺)~16(CK) h，这与Mathieu等^[32]观测到的6~12 h比较一致，但短于Meijide等^[33]报道的19 h. N₂排放峰滞后的主要原因，被认为是反硝化作用的N₂ O还原酶合成滞后于NO^-₃、 NO^-₂和NO还原酶的合成^[34]. 通常，参与反硝化的微生物约需4 h完成NO^-₃与NO^-₂还原酶的诱导合成，而N₂ O还原酶的诱导合成要滞后一段时间，有时滞后时间甚至长达24 h^[35]. 反硝化反应链上不同酶的合成都需要DOC提供电子和能量，且微生物的生长也需要用碳来合成机体组织，当受到碳源限制时，在最后合成N₂ O还原酶的微生物往往由于缺乏碳源而生长繁殖缓慢，因而本研究中CK处理的N₂排放峰比N₂ O排放峰滞后的时间远长于C⁺处理(表 2). 此外，如上所述，CK处理排放的N₂可能有相当大一部分是来源于厌氧氨氧化过程^[29]，而这个过程需等到土壤中的DOC被耗竭后才能被激发，这也可能是导致CK处理的N₂排放峰滞后时间长的另一个原因.

总而言之，碳底物限制会延长供试土壤N₂排放峰值比N₂ O排放峰值滞后的时间. 3.3 CO₂/N_t比对碳底物水平的响应

如果无氧条件下，只有反硝化作用发生时，反硝化微生物仅利用葡萄糖作为电子供体和能源，且反硝化过程产生单一气体NO、 N₂ O或N₂时，化学反应方程式如下^[36]：

C₆H₁₂O₆+8NO^-₃+8H⁺ 6CO₂+8NO+10H₂O

C₆H₁₂O₆+6NO^-₃+6H⁺ 6CO₂+3N₂ O+9H₂O

5C₆H₁₂O₆+24NO^-₃+24H⁺ 30CO₂+12N₂+42H₂O

CO₂/NO、 CO₂/N₂ O和CO₂/N₂分子摩尔比分别为0.75、 2.0和2.5，相应的碳氮元素质量比分别为0.64、 0.86、 1.07^[36]. 如果同步测定的CO₂/N_t质量比(以纯碳氮计)介于0.64~1.07之间，意味着是反硝化主导着产生这些气体的过程，反之，则以其他过程为主^[25]. 本研究中两个处理的CO₂/N_t质量比动态如图 1(e)和1(f)所示. 显然，在整个P₂阶段和P₃的起初一段时间，CK处理的绝大多数和C⁺处理的全部CO₂/N_t质量比观测值分别都稳定在0.67~0.99和0.64~1.04，完全符合反硝化过程的理论比值范围0.64~1.07，表明这时排放的CO₂和氮素气体都主要来源于反硝化过程. 之后，CK处理的CO₂/N_t质量比随着NO^-₃浓度的逐渐下降而高于1.07，且一直缓慢线性增加，C⁺处理的CO₂/N_t质量比在NO^-₃浓度迅速降为零以后短时间内急剧升至10⁴~10⁶数量级，然后测定系统就再也检测不到N_t排放，直到培养结束，该处理的CO₂排放速率仍然还保持在高水平(图 1). 高CO₂/N_t比值意味着检测到的CO₂排放有部分来源于其他不产生氮素气体的过程，如厌氧发酵过程^[36]，或者微生物参与的Fe³⁺和SO^2-₄还原^[37]. 若以CO₂/N_t质量比介于0.64~1.07之间作为判别纯反硝化过程的依据，则在本试验的P₃阶段，源于单纯反硝化过程的N_t和CO₂在CK处理约占39%和20%，在C⁺处理约占59%和20%.

总之，可根据CO₂/N_t比，判别厌氧条件下的碳氮转化是否由纯反硝化过程主导. 3.4 CH₄排放对碳底物水平的响应

C⁺在NO^-₃被完全消耗之后发生了显著CH₄排放，而CK处理没有观测到CH₄排放，同时直到培养结束时还能观测到NO^-₃(图 1)，这意味着，CH₄产生不仅与碳底物有关，还与是否存在NO^-₃有关，NO^-₃可抑制CH₄产生过程. 之前有学者在厌氧培养试验中添加NO^-₃后观测到CH₄排放先是被抑制，但随着NO^-₃被反硝化过程完全消耗之后，CH₄排放开始增加，而同时添加秸秆后厌氧培养可导致CH₄排放显著提高^[38]，这与本研究的结果具有一致性，尽管添加碳的形态不同. 有学者报道，在稻田土壤中添加NO^-₃后，食H₂产CH₄细菌的产CH₄过程自由能变化立即大幅度地上升到高于-23 kJ ·mol^-1，甚至转变为正值，同时，食H₂产CH₄细菌的活性被彻底抑制，原因在于还原NO^-₃的细菌也消耗H₂，致使H₂分压低到不足以产生甲烷的水平^[37,39]. 有大田观测研究也报道了类似现象，即施加氮肥对CH₄排放有抑制作用^[6,40]，但如果施氮肥的同时施用秸秆，则CH₄排放量可增加3~11倍^[5].

上述研究结果表明，制定水稻生产的CH₄排放对策时，不仅要考虑如何优化有机碳管理，同时还要考虑如何优化氮肥管理. 3.5 综合增温潜势对碳底物水平的响应

加碳处理的综合增温潜势显著高于不加碳处理(P<0.01). 对于旱地阶段硝态氮比较丰富的水稻土，如果在淹水前或淹水期间施用了易降解或高DOC含量的有机肥，可能导致反硝化中间产物N₂ O被排放到大气，并同时产生和排放CH₄，不利于削减温室气体排放. 3.6 GFSC-SMOS系统评价

测定土壤反硝化速率的方法有乙炔抑制法、 ¹⁵ N同位素稀释法、气压过程分离法(BaPS)和直接测定N₂法(GFSC)等，这4种方法的测定原理完全不同^[41]. BaPS系统是一种用于研究旱地非碱性土壤碳氮转化的仪器^[42]，根据密闭、恒温、绝热空间内压力、 CO₂和O₂浓度的变化，计算出土壤总的反硝化速率，该方法不能够准确得到每一种反硝化气体的排放量. GFSC系统能够实现直接、自动和同步测定土壤N₂、 NO、 N₂ O、 CO₂和CH₄的排放，测定N₂的检测限是目前国际上最好的，为0.23 μg ·(h ·kg)^-1^[14]. 通过配合使用SMOS系统，对底物浓度动态进行监测，为深入了解控制因子影响土壤反硝化气体排放规律提供有力支撑.

4 结论

(1)厌氧土壤排放的氮素气体是以N₂为主，还是以N₂ O或N₂ O和NO为主，不仅与质地、酸碱性等土壤性质有关，同时还取决于碳底物是否缺乏.

(2)厌氧条件下，碳底物限制会延长中性偏酸土壤的N₂排放峰值比N₂ O排放峰值滞后的时间，这时厌氧氨氧化过程可能对N₂排放有重要贡献.

(3)厌氧土壤中硝酸盐的存在可抑制CH₄产生.

(4)对于旱地阶段硝态氮比较丰富的水稻土，避免在淹水前或淹水期间施用有机肥，有利于削减温室气体排放. 本研究为正确认识这些过程提供了试验依据，有助于制定更加科学的稻田氮肥和有机肥管理方式.

致谢：对本研究提供技术支持和帮助的有中国科学院大气物理研究所的刘广仁、孙扬、王迎红、李宝江、曹娜、李思琪、李萍等，谨致谢忱！

参考文献

[1]	Zumft W G. Cell biology and molecular basis of denitrification[J]. Microbiology and Molecular Biology Reviews, 1997, 61 (4): 533-616.
[2]	Davidson E A, Seitzinger S. The enigma of progress in denitrification research[J]. Ecological Applications, 2006, 16 (6): 2057-2063.
[3]	IPCC. The physical science basis, Contribution of working group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [M]. Cambridge, United Kingdom, New York and USA: Cambridge University Press, 2007.
[4]	Frolking S, Qiu J J, Boles S, et al. Combining remote sensing and ground census data to develop new maps of the distribution of rice agriculture in China[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2002, 16 (4): 38-1-38-10.
[5]	Ma J, Li X L, Xu H, et al. Effects of nitrogen fertiliser and wheat straw application on CH₄ and N₂O emissions from a paddy rice field[J]. Soil Research, 2007, 45 (5): 359-367.
[6]	Xie B H, Zheng X H, Zhou Z X, et al. Effects of nitrogen fertilizer on CH₄ emission from rice fields: multi-site field observations[J]. Plant and Soil, 2010, 326 (1-2): 393-401.
[7]	Yao Z S, Zheng X H, Dong H B, et al. A 3-year record of N₂O and CH₄ emissions from a sandy loam paddy during rice seasons as affected by different nitrogen application rates[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2012, 152: 1-9.
[8]	Senbayram M, Chen R, Budai A, et al. N₂O emission and the N₂O/(N₂O+N₂) product ratio of denitrification as controlled by available carbon substrates and nitrate concentrations[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2012, 147: 4-12.
[9]	Skiba U, Fowler D, Smith K A. Nitric oxide emissions from agricultural soils in temperate and tropical climates: Sources, controls and mitigation options[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 1997, 48 (1-2): 139-153.
[10]	蔡延江, 丁维新, 项剑. 农田土壤N₂O和NO排放的影响因素及其作用机制[J]. 土壤, 2012, 44 (6): 881-887.
[11]	孟磊, 蔡祖聪, 丁维新. 长期施肥对华北典型潮土N分配和N₂O排放的影响[J]. 生态学报, 2008, 28 (12): 6197-6203.
[12]	邹建文, 黄耀, 宗良纲, 等. 不同种类有机肥施用对稻田CH₄和N₂O排放的综合影响[J]. 环境科学, 2003, 24 (4): 7-12.
[13]	胡小康, 苏芳, 巨晓棠, 等. 农田土壤温室气体减排措施研究进展[A]. 见: 发展低碳农业应对气候变化——低碳农业研讨会论文集[C]. 北京, 2010.
[14]	Wang R, Willibald G, Feng Q, et al. Measurement of N₂, N₂O, NO, and CO₂ emissions from soil with the gas-flow-soil-core technique[J]. Environmental Science and Technology, 2011, 45 (14): 6066-6072.
[15]	Liao T T, Wang R, Zheng X H, et al. Automated online measurement of N₂, N₂O, NO, CO₂, and CH₄ emissions based on a gas-flow-soil-core technique[J]. Chemosphere, 2013, 93 (11): 2848-2853.
[16]	廖婷婷. 土壤反硝化及其伴随过程产物和底物动态的直接测定系统(GFSC-SMOS)设计与检验[D]. 北京: 中国科学院研究生院, 2013.
[17]	鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社, 2005.
[18]	彭卫芳, 凌志明, 王学涛, 等. 亚硝酸盐测定方法的研究进展[J]. 中国卫生检验杂志, 2007, 17 (8): 1535-1536.
[19]	Sparling G, West A M. Modifications to the fumigation-extraction technique to permit simultaneous extraction and estimation of soil microbial C and N[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 1988, 19 (3): 327-344.
[20]	Gillam K M, Zebarth B J, Burton D L. Nitrous oxide emissions from denitrification and the partitioning of gaseous losses as affected by nitrate and carbon addition and soil aeration[J]. Canadian Journal of Soil Science, 2008, 88 (2): 133-143.
[21]	李贵桐, 赵紫娟, 黄元仿, 等. 秸秆还田对土壤氮素转化的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2002, 8 (2): 162-167.
[22]	Stevens R J, Laughlin R J. Cattle slurry affects nitrous oxide and dinitrogen emissions from fertilizer nitrate[J]. Soil Science Society of America Journal, 2001, 65 (4): 1307-1314.
[23]	熊正琴, 邢光熹, 鹤田治雄, 等. 豆科绿肥和化肥氮对双季稻稻田氧化亚氮排放贡献的研究[J]. 土壤学报, 2003, 40 (5): 704-710.
[24]	Speir T W, Kettles H A, More R D. Aerobic emissions of N₂O and N₂ from soil cores: measurement procedures using ¹³N-labeled NO₃^- and NH₄⁺[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1995, 27 (10): 1289-1298.
[25]	Wang R, Feng Q, Liao T T, et al. Effects of nitrate concentration on the denitrification potential of a calcic cambisol and its fractions of N₂, N₂O and NO[J]. Plant and Soil, 2013, 363 (1-2): 175-189.
[26]	Morley N, Baggs E M. Carbon and oxygen controls on N₂O and N₂ production during nitrate reduction[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42 (10): 1864-1871.
[27]	蒋静艳, 黄耀, 宗良纲. 水分管理与秸秆施用对稻田CH₄和N₂O排放的影响[J]. 中国环境科学, 2003, 23 (5): 552-556.
[28]	Philippot L, Andert J, Jones C M, et al. Importance of denitrifiers lacking the genes encoding the nitrous oxide reductase for N₂O emissions from soil[J]. Global Change Biology, 2011, 17 (3): 1497-1504.
[29]	Hu Z, Lotti T, van Loosdrecht M, et al. Nitrogen removal with the anaerobic ammonium oxidation process[J]. Biotechnology Letters, 2013, 35 (8): 1145-1154.
[30]	De Wever H, Mussen S, Merckx R. Dynamics of trace gas production following compost and NO₃^- amendments to soil at different initial TOC/NO₃^- ratios[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2002, 34 (11): 1583-1591.
[31]	Simek M, Cooper J E. The influence of soil pH on denitrification: Progress towards the understanding of this interaction over the last 50 years[J]. European Journal of Soil Science, 2002, 53 (3): 345-354.
[32]	Mathieu O, Leveque J, Henault C, et al. Emissions and spatial variability of N₂O, N₂ and nitrous oxide mole fraction at the field scale, revealed with ¹⁵ N isotopic techniques[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2006, 38 (5): 941-951.
[33]	Meijide A, Cardenas L M, Bol R, et al. Dual isotope and isotopomer measurements for the understanding of N₂O production and consumption during denitrification in an arable soil[J]. European Journal of Soil Science, 2010, 61 (3): 364-374.
[34]	Schreiber K, Krieger R, Benkert B, et al. The anaerobic regulatory network required for Pseudomonas aeruginosa nitrate respiration[J]. Journal of Bacteriology, 2007, 189 (11): 4310-4314.
[35]	Dendooven L, Anderson J M. Dynamics of reduction enzymes involved in the denitrification process in pasture soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1994, 26 (11): 1501-1506.
[36]	Swerts M, Merckx R, Vlassak K. Influence of carbon availability on the production of NO, N₂O, N₂ and CO₂ by soil cores during anaerobic incubation[J]. Plant and Soil, 1996, 181 (1): 145-151.
[37]	Achtnich C, Bak F, Conrad R. Competition for electron donors among nitrate reducers, ferric iron reducers, sulfate reducers, and methanogens in anoxic paddy soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 1995, 19 (1): 65-72.
[38]	Wang Z P, Delaune R D, Lindau C W, et al. Methane production from anaerobic soil amended with rice straw and nitrogen fertilizers[J]. Fertilizer Research, 1992, 33 (2): 115-121.
[39]	Klüber H D, Conrad R. Effects of nitrate, nitrite, NO and N₂O on methanogenesis and other redox processes in anoxic rice field soil[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1998, 25 (3): 301-318.
[40]	Dong H B, Yao Z S, Zheng X H, et al. Effect of ammonium-based, non-sulfate fertilizers on CH₄ emissions from a paddy field with a typical Chinese water management regime[J]. Atmospheric Environment, 2011, 45 (5): 1095-1101.
[41]	Groffman P M, Altabet M A, B?hlke J K, et al. Methods for measuring denitrification: diverse approaches to a difficult problem[J]. Ecological Application. 2006, 16 (6): 2091-2122.
[42]	Ingwersen J, Butterbach-Bahl K, Gasche R, et al. Barometric process separation: new method for quantifying nitrification, denitrification, and nitrous oxide sources in soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 1999, 63 (1): 117-128.


环境科学 2014, Vol. 35 Issue (9): 3595-3604	PDF