2015, Vol. 36
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
, WANG Rui2
, LIAO Ting-ting2, CHEN Nuo2, ZHENG Xun-hua2, YAO Zhi-sheng2, ZHANG Hai1, Klaus Butterbach-Bahl3
2. State Key Laboratory of Atmospheric Boundary Layer Physics and Atmospheric Chemistry, Institute of Atmospheric Physics, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100029, China;
3. Karlsruhe Institute of Technology, Institute for Meteorology and Climate Research (IMK-IFU), Garmisch-Partenkirchen 82467, Germany
反硝化作用是微生物利用硝酸盐(NO3-)和亚硝酸盐(NO2-)生成一氧化氮(NO)、氧化亚氮(N2O)和氮气(N2)的兼性厌氧过程[1].作为土壤氮素损失的主要途径之一，其中间产物N2O和NO对环境和气候有重要影响[2].但在生态学意义上，反硝化作用将活性氮最终又转化为大气稳定态的N2，对维持生态系统氮平衡具有重要意义[3].
中国是最重要的水稻生产国，水稻种植面积约占世界稻田总面积的23%[4].淹水种植条件下的稻田土壤，利于反硝化作用的发生，导致N2O的产生和排放[5]，研究显示中国水稻田N2O排放量占农田总排放量的22%[6]，稻田也是大气甲烷(CH4)的重要排放源，稻田N2O和CH4的减排已成为国内外研究的热点[5].而且，定量反硝化气体排放速率及产物组成，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[7].之前的很多研究对反硝化速率及产物组成的测定只关注一种(N2O)或两种(N2和N2O)产物，而缺少对NO、N2O和N2这3种产物的同时测定，而且也缺乏对底物氮(NO3-)和碳(DOC)浓度动态的同步测定，产物测定的缺失不能够得到可靠的反硝化产物组成数据.
本文以质地相同(砂壤土)两水稻土壤为研究对象，在初始碳氮底物充足条件下，采用氦环境培养-气体和底物同步直接测定系统，对土壤在厌氧培养过程中的氮素气体(NO、N2O和N2)及CH4和CO2的排放速率和碳氮底物浓度动态进行测定，以了解水稻土反硝化气体及CH4和CO2的排放特征，以期为氮转化过程模型研发提供关键的反硝化过程参数(产物组成等)实测值. 1 材料与方法 1.1 供试土壤
供试土壤分别为取自湖北省十堰市西沟村(110°37′ E，32°38′ N)的单季稻田土壤(命名为Soil-1)和取自湖南省长沙市金井镇小流域(113°20′ E，28°33′ N)的双季稻田土壤(命名为Soil-2).两水稻土质地相同，均为砂质壤土，土壤偏酸性，Soil-1的土壤pH高于Soil-2(表 1).
 | 表 1 供试土壤理化性质1) Table 1 Physical and chemical properties of the investigated soils |
两供试土壤通过添加KNO3和葡萄糖的混合溶液，调节土壤初始的NO3-和可溶性有机碳(DOC)含量分别为50 mg·kg-1和300 mg·kg-1，相当于为24~26 kg·ha-1和144~156 kg·ha-1，研究相同质地的水稻土壤厌氧条件下N2、N2O、NO、CO2和CH4的排放特征.实验设定的初始底物浓度为测定反硝化潜势的常用浓度[8].
1.3 土壤培养前处理从田间采回的鲜土经风干后过筛，置于室内保存.实验开始前两周，风干土加水调节土壤湿度为25%(质量含水量)，在4℃下预培养.实验开始前1 d，将预培养土壤混匀，测定土壤NO3-和DOC背景浓度，根据此测定值和实验设定的NO3-和DOC目标浓度值之间的差值，计算需要加入的KNO3和葡萄糖的量，并配置好一定浓度的KNO3和葡萄糖混合溶液，置于4℃冷藏.同时，用环刀(直径60 mm，高40 mm)取土柱42个，也置于冰箱4℃冷藏.实验开始时，从冰箱取出预先准备好的42个培养土柱，其中12个放入气体直接测定系统的3个培养罐内，另外30个放入同步底物测定系统的30个培养罐内.向每个土柱滴加5 mL预先配置的KNO3和葡萄糖混合溶液，液体加入后土壤湿度增加至~56% WFPS(土壤充水孔隙度).紧接着密闭培养罐，进行气体置换和气体排放速率和底物浓度的同步测定.
1.4 气体及土壤的采集与测定气体排放速率的测定采用氦环境培养-气体直接测定系统(GFSC系统)，碳氮底物(NO3-、NH4+、NO2-和DOC)浓度的测定采用同步底物测定系统(SMOS系统).实验采用三阶段培养法，即低温有氧置换阶段(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)[9].各阶段内均以一定的频率进行气体、土壤采样与测定，以取得动态的气体排放速率和碳氮底物浓度.实验结束于各种氮素气体排放速率降至检测限附近时.
1.4.1 气体的采集与测定GFSC系统的测定原理是用高纯氦气(He)和20%的氧气(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测定培养容器内N2、N2O、NO、CO2和CH4浓度的变化来确定其排放速率.GFSC系统包括装样系统、气路系统和分析检测系统，可实现对N2、N2O、NO、CO2和CH4浓度的直接、同步、在线测定[10,11].P1阶段，气体置换开始前，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.每次排放速率的测定时间为60 min，这期间每隔15 min测定一次培养容器气室的N2、N2O、NO、CO2和CH4浓度，共测定5次，用于排放速率的计算.
1.4.2 土壤的采集与测定SMOS系统的设计原理和培养条件与GFSC系统完全一致[12].SMOS系统设有3组不锈钢密封培养罐，每组10个(内可放置1个环刀土柱)，可实现培养过程中对碳氮底物浓度的10次测定(每次3个重复).在培养条件转变的关键阶段(如P3阶段升温后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.每次测定均从各组培养罐中随机选取一个，共取3个土柱用于底物浓度测定.
碳氮底物浓度的测定方法：①NO3-和NH+[13]4：水土比5:1，1 mol ·L-1 KCl浸提，振荡1 h，滤纸过滤，流动分析仪测定(Skalar，SA5000++，荷兰)；②NO-[14]2：水土比5:1，1 mol ·L-1 KCl浸提，振荡1 h，分光光度计(UNICO UV-2802，中国上海)测定；③DOC[15]：水土比5:1，0.05 mol ·L-1 K2SO4浸提，振荡1 h，离心，无碳滤膜(0.45 μm)过滤，碳氮分析仪(multi NC 3000，德国耶拿)测定.
1.5 排放速率计算、检测限及回收率计算
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；N2O，0.01；NO，0.05(NO-NO2-NOx)~1.1(GC 3000)；CO2，2.3；CH4，0.2[10].
各阶段的氮回收率(RN)为氮素气体排放总量Nt占该阶段培养前后土壤NO3--N和NO2--N含量变化量的百分数[12].当ΔNO2-≥0时，R=(Nt+ |ΔNO2-|)/|ΔNO3-|×100；反之，则R=Nt/(|ΔNO3-|+ |ΔNO2-|)×100.上式中：Nt为每种氮素气体在该阶段的累积排放量之和(Nt=N2+ NO+ N2O，单位为mg·kg-1)，|ΔNO2-|和|ΔNO3-|分别为相较于考察阶段开始时，该阶段结束时土壤中亚硝态氮和硝态氮浓度增量的绝对值(mg·kg-1).
1.6 统计分析采用t-检验进行P＜0.05水平的显著性检验，采用Sigmaplot 12.2绘图.
2 结果与分析 2.1 氮素气体(N2、N2O和NO)与CO2、CH4的排放速率动态两砂壤水稻土的气体排放动态如图 1(a)和1(c)所示.
 | (a)和(b)为Soil-1,(c)和(d)为Soil-2;Soil-1和Soil-2分别为采自湖北省十堰市和湖南省金井镇小流域的砂壤水稻土;P1,P2,P3分别为低温有氧置换、低温无氧置换和常温测定3个培养阶段(详见正文)图 1 两砂壤水稻土反硝化气体(N2、 N2O和NO)，CO2和CH4的排放速率，及底物(NO3-、 NO2-、 NH4+和DOC)浓度动态 Fig. 1 Emission rates of nitrogenous gases (N2, N2O and NO), CO2 and CH4 and concentrations of nitrogen and carbon substrates (NO3-, NO2-, NH4+ and DOC) of two sandy loam paddy soils |
低温有氧置换阶段(P1)：两水稻土NO和N2O的排放速率较低，接近系统检测限，而CO2排放速率为~400 μg·(h ·kg)-1，均检测不到CH4排放.
低温厌氧培养阶段(P2)：土壤孔隙中的O2逐渐被He所替换，尽管培养温度只有2℃，但反硝化作用还是因缺氧而增强.该阶段两水稻土N2、N2O和NO的平均排放速率分别为0.8(Soil-2)~11(Soil-1)，21(Soil-2)~30(Soil-1)和24(Soil-2)~130(Soil-1)μg·(h ·kg)-1，CO2平均排放速率为110(Soil-2)~135(Soil-1)μg·(h ·kg)-1.该阶段也检测不到CH4排放.
常温厌氧培养阶段(P3)：升温至25℃后，气体排放速率较上阶段均显著增加，且依次顺次出现反硝化气体产物NO、N2O和N2的排放峰，但两土壤气体峰值排放速率不同(表 2).Soil-1的NO、N2O和N2排放峰依次出现在升温(70.5 h时)后的8、20和24 h，而Soil-2依次为4、20和40 h.Soil-1的NO、N2O和N2峰值排放速率分别为(1 216.6±50.7)、(1 809.5±76.1)和(942.2±120)μg·(h ·kg)-1，为Soil-2峰值排放的1.6、2.7和2.6倍(P＜0.05).Soil-1含氮气体排放峰值变化剧烈，持续时间较短，并且在N2排放峰值出现时(94 h)观测到N2O的负排放(-343±22)μg·(h·kg)-1，而Soil-2的N2O和N2的排放速率变化较平缓，持续时间较长.
| 表 2 P3阶段气体排放速率峰值及出现时间1) Table 2 Magnitude and appearance time of peak emissions during P3 phase |
整个培养过程中，伴随着NO和N2的排放峰，Soil-1观测到两次CO2较高的排放，分别为(1 396.6±28.0)μg·(h·kg)-1(78 h时，升温后8 h)和(1 779.6±26.9)μg·(h·kg)-1(94 h时，升温后24 h).N2峰值排放结束之后，CO2于110 h时又出现了第三次排放峰(1 888.0±52.4)μg·(h ·kg)-1(升温后40 h).Soil-2的CO2排放呈现双峰型，第一次排放峰出现在升温后的第一次测定，第二次排放峰出现在N2排放峰值出现后的14 h，两次的峰值分别为(1 402.7±24.3)μg·(h·kg)-1和(3 354.2±65.9)μg·(h·kg)-1.两水稻土N2排放自峰值降低至接近系统检测限时，开始观测到CH4排放，培养结束时CH4排放速率为19 μg·(h·kg)-1(Soil-2)~24 μg·(h·kg)-1(Soil-1). 2.2 底物浓度动态
培养过程中两砂壤水稻土的NO3-、NO2-、NH4+和DOC浓度动态如图 1(b)和1(d)所示.
置换阶段(P1)：两水稻土添加底物之后直接测定的NO3-初始浓度分别为(47.9±2.0)mg·kg-1(Soil-1)和(44.3±0.4)mg·kg-1(Soil-2)，其中Soil-1与由NO3-背景浓度和加入的NO3-浓度计算的理论初始浓度(47.0±0.2)mg·kg-1无差异，Soil-2的测定值低于理论初始浓度(49.1±0.6)mg·kg-1.DOC浓度无差异.该阶段，两土壤的底物浓度变化趋势基本一致，其中NH4+有降低趋势，而NO3-有增加趋势，NO2-接近检测限，DOC均显著降低.
低温厌氧阶段(P2)：对于Soil-1，NO3-和NH4+浓度降低，并观测到反硝化过程的中间产物NO2-的产生，DOC浓度呈现先增加后减小的趋势，但差异不显著.而Soil-2中NO3-和NH4+浓度均有增加的趋势，同时也观测到NO2-浓度的增加，DOC浓度在该阶段有增加趋势.
常温厌氧阶段(P3)：两土壤的NO3-浓度均显著减少，Soil-1的NO3-浓度于升温后24 h降为0，而此时Soil-2的NO3-浓度仍有10 mg·kg-1.随着NO3-浓度降低，中间产物NO2-浓度增加，两处理的NO2-均于升温后8 h左右出现最大浓度，Soil-1的NO2-(28 mg·kg-1)显著高于Soil-2(14 mg·kg-1)，之后逐渐降低.Soil-1的NH4+浓度呈现先增加后减少的趋势，而Soil-2的NH4+浓度无明显变化.P3阶段培养结束时，两土壤的DOC浓度分别降至88 mg·kg-1(Soil-1)和79 mg·kg-1(Soil-2).
2.3 气体累积排放量、摩尔比及氮素回收率两供试土壤在P2、P3阶段及整个培养过程中气体累积排放量，气体累积排放量的摩尔比，底物动态变化以及各阶段氮素回收率如表 3所示.
| 表 3 P2、P3和整个培养(Pt)阶段氮素气体(N2、N2O和NO)及CO2和CH4累积排放量、累积量摩尔/质量比,培养前后土壤底物NO3-、NO2-、NH4+和DOC含量变化及氮素回收率1) Table 3 Cumulative emissions of nitrogenous gases, carbon dioxide (CO2) and methane (CH4), molar/mass ratios of gaseous products, changes of substrates concentrations, and the nitrogen recovery rate during different incubation periods |
在P2阶段，两供试土壤的各反硝化气体累积排放差异较大(P＜0.05)，但产物均以NO为主，其累积排放量分别为(4.29±0.08)mg·kg-1(Soil-1)和(1.15±0.03)mg·kg-1(Soil-2)，各占Nt的68%(Soil-1)和55%(Soil-2)；对于不同气体累积排放量的摩尔比NO/N2O、N2O/N2和CO2/Nt质量比，Soil-1分别约为5.3、4.3和2.2，Soil-2分别约为2.5、68.8和5.8.该阶段两土壤的氮素气体回收率为105%~120%.
P3阶段，两土壤反硝化气态产物的累积排放量差异不显著，分别为：13.7~14.1(NO)、18.5~19.2(N2O)和5.9~7.5(N2)mg·kg-1，N2、N2O和NO产物组成百分数分别为：15%~19%、47%~49%和34%~36%(表 3).两土壤的NO/N2O、N2O/N2的摩尔比以及CO2/Nt质量比也比较接近，Soil-1分别为1.5、2.5和4.6，Soil-2分别为1.5、3.3和3.0.氮素气体回收率为66%~85%.
整个培养过程中，两砂壤水稻土N2、N2O和NO的累积排放量为：5.9~7.8、20.1~20.3和15.3~18.0 mg·kg-1，反硝化产物组成百分数分别为37%~39%(NO)、44%~49%(N2O)和14%~17%(N2)，反硝化产物以N2O和NO为主.氮素气体回收率为96.1%~97.4%，而通过测定土壤氮素气体累积排放量(Nt=N2+N2O+NO)可回收土壤NO3-变化量的94.6%~98.2%.
2.4 小时及日尺度的反硝化产物组成取P3阶段每两次测定的NO3-和NO2-浓度数据及对应的气体累积排放量的数据，可以得到4、8和24 h(日)尺度的反硝化产物组成百分数的数据(表 4).在小时尺度上，供试土壤反硝化产物组成由以NO为主逐渐过渡到以N2O为主，最后以N2为主.其中，Soil-1反硝化产物NO所占的百分数由最初的71.1%降低至0.4%，N2O所占的百分数呈现先增加后减少的趋势，即由25.8%增加至68.5%，后又降低至~21.6%，N2由最初的3%逐渐增加至121%；Soil-2反硝化产物NO所占的百分数由最初的56.2%降低至8.6%，N2O先增加至65.3%，后又降低至40.5%，N2由最初的1.8%逐渐增加至50.9%.在日尺度上，相同的，两供试土壤日尺度的反硝化产物组成差异也较大，第1 d的反硝化产物以N2O和NO为主，第2 d以N2(Soil-1)或N2和N2O(Soil-2)为主.
| 表 4 P3阶段两供试土壤小时和日尺度反硝化产物变化及组成比1) Table 4 Hourly or daily composition of denitrification gas products during P3 phase |
本研究观测到两砂壤水稻土的氮素气体排放峰出现顺序依次均为NO、N2O和N2，这与经典反硝化链式反应过程中3种气体的生成顺序完全一致[16].N2排放峰滞后于NO和N2O而出现的主要原因是反硝化作用的N2O还原酶合成滞后于NO3-、NO2-和NO还原酶的合成[16,17].
两砂壤土CH4排放均出现在底物NO3-被完全消耗之后，这与前人的很多观测结果一致.如Dong等[4]在大田试验观测到施加氮肥对CH4排放有抑制作用；Roy等[18]在厌氧培养实验中观测到添加NO3-抑制水稻土壤CH4的排放.NO3-可抑制CH4产生的主要原因有：①NO3-更易于作为电子受体而先被还原，厌氧条件下物质作为电子受体而逐渐被还原的顺序依次是NO3- 两砂壤水稻土反硝化气态产物均以N2O和NO为主，分别占反硝化气态产物总量的44%~49%和37%~39%，而N2仅占14%~17%.刘阳等[24]报道了亚热带森林土壤(pH=4.6，土壤初始NO3-约为100 mg·kg-1)反硝化产物以N2O为主，N2O/Nt约为85%.一般认为反硝化过程产生NO、N2O和N2的相对量依赖于土壤质地、pH、可溶性有机碳和硝酸盐浓度等[16,25].Bouwman[26]认为砂粒含量较高、质地疏松的土壤倾向于释放较多的N2O；而质地黏重，使得中间产物被进一步还原的机会增加，造成N2排放增加.很多研究观测到与之一致的结果，如De Wever等[27]发现砂壤土较壤土释放的N2O气体更快，且排放速率也更高；Pihlatie等[28]观测到在80%~100% WFPS的土壤湿度条件下，壤质沙土较黏土排放更多的N2O.上述解释可为本研究观测到砂壤水稻土反硝化产物以中间产物为主提供支撑.土壤pH主要通过影响土壤微生物的活性及相应的氮素转化过程，进而影响N2、N2O和NO的排放.一般认为，在酸性土壤中，产物以NO和NO2为主；在中性和碱性土壤中，以N2O和N2排放为主，NO则很少[29,30].这是由于N2O还原酶比NO3-还原酶对酸性条件更敏感，高pH值促进N2O还原酶的活性，使得反硝化进行彻底，产物以N2为主，这可以解释在相同的初始碳氮底物浓度条件下，Wang等[7]采用碱性土壤(pH约8.7)观测到反硝化产物以终产物N2为主，而本研究采用的土壤(pH约5~6)却排放较多NO和N2O.
尽管整个培养阶段两土壤N2O和NO气体累积排放量无差异，但两土壤反硝化气体的峰值排放速率及排放峰持续时间均存在显著差异.造成两水稻土气体排放速率动态差异的主要原因有底物NO3-或DOC有效性及两土壤性质(pH)的差异.本研究观测到P3阶段自升温后的24 h之内，Soil-1的NO3-浓度均低于Soil-2(平均低约10 mg·kg-1)，但Soil-1的NO2-含量(8~28 mg·kg-1)显著高于Soil-2(5~14 mg·kg-1)，说明厌氧条件下Soil-1的底物NO3-中很大一部分已转化为NO2-.NO2-作为反硝化过程的中间产物，亦是NO产生的前体物[31]，因此高浓度的NO2-可作为解释本研究Soil-1较高的NO和N2O峰值排放速率的一个原因.而且，由此阶段可看出，Soil-2土壤微生物利用底物NO3-的速率较慢.土壤对碳氮底物的利用速率很可能受土壤本身酸碱度的影响[29].Lan等[30]报道了中性(pH=6.2)和碱性(pH=8.3)水稻土壤的反硝化速率较酸性(pH=5)水稻土分别高2.6和16.6倍，本研究Soil-2较Soil-1的土壤pH更低(5.4＜6.2)，土壤偏酸性可能是造成Soil-2的反硝化气体排放速率较低的原因.
综上，厌氧条件下，偏酸性、质地轻的水稻土反硝化气体排放以中间产物NO和N2O为主. 本研究两水稻土的氮素回收率为96%~97%，考虑到对反硝化过程多种组分测定的误差，该回收率结果比较令人满意.之前的很多研究并没有对3种反硝化气体(NO、N2O和N2)进行同步测定，而只对一种(N2O)或者两种(N2O和N2排放之和)反硝化气体进行测定[32,33]，因此，对反硝化产物组成的定量存在很大不足.只有基于较好的回收率，反硝化产物组成的数据才更可靠.本研究得到两水稻土小时尺度或日尺度的反硝化产物组成是动态变化的.尽管整个培养过程中土壤反硝化产物以NO和N2O为主，但在小时尺度上反硝化产物组成均由以NO为主逐渐过渡到以N2O为主，最后以N2为主.同样的，日尺度的反硝化产物组成，在常温厌氧阶段第一天的反硝化产物以N2O和NO为主，第二天以N2和N2O为主(以Soil-2为例).该结果表明反硝化气体产物组成是随反硝化进程而变化的，因此在以气体产物组成比率作为关键参数计算各种反硝化气体产生率或排放率的模型中，很有必要重视这一点. 本研究观测到厌氧条件下偏酸性砂壤水稻土N2O/(N2O+N2)摩尔比为0.72~0.78；Ciarlo等[34]采用与本研究质地相同的土壤(砂壤土，pH=6，初始NO3-含量为80 kg·ha-1，湿度100%WFPS)观测到N2O/(N2O+N2)摩尔比平均值为1.12；Senbayram等[35]也采用偏酸性的砂壤土(pH=6，初始NO3-含量为10~20 mmol ·L-1)观测到厌氧条件下N2O/(N2O+N2)摩尔比约为0.65；Wang等[7]采用碱性黏壤土在相同初始底物碳氮条件下观测到的N2O/(N2O+N2)摩尔比为0.35.Liu等[36]的研究证实偏酸性土壤的N2O/(N2O+N2)摩尔比较碱性土壤高，Qu等[37]的研究指出中国农田土壤反硝化产物N2O/(N2O+N2)比较高的主要原因是过量施用氮肥导致土壤酸化.Schlesinger[38]综述文章中给出农业土壤反硝化过程N2O/(N2O+N2)摩尔比平均值为0.375，不同的研究者采用不用的土壤在不同的条件下得到的N2O/(N2O+N2)摩尔比变化范围非常大，这是由于N2O/(N2O+N2)不仅受到土壤碳氮底物含量的影响，还受诸多因子(土壤性质、微生物活性、温度和水分等)的影响[16].因此，欲采用野外原位观测的N2O排放量和室内培养实验获得的N2O/N2摩尔比，来估算原位的N2排放仍存在很大的困难. 本研究观测到厌氧条件下两砂壤水稻土的NO/N2O摩尔比分别为1.5~1.8.很多的大田试验报道的NO/N2O摩尔比远远小于1，如Scheer等[39]观测到当灌溉棉田土壤水分含量为70%(田间持水量)时，NO/N2O为0.67，当水分含量增至130%时，该比值＜1%.造成上述观测结果不一致的主要原因是NO在水中的扩算系数较空气中传输低5个数量级，土壤中水的存在阻碍了NO的扩散，而NO被反硝化菌进一步还原为N2O的机会增加[40]，因而对于湿度较高的土壤观测到的NO/N2O摩尔比较小.Skiba等[41]指出NO主要是由表层土壤产生，土壤中产生的NO只有13%通过表层土壤排放到大气.而气流穿过土体的采样系统(blow through systems)观测到较高的NO排放[31]，是由于土壤产生的NO会被立即带出培养系统进行检测.同样，本研究观测到的NO/N2O＞1，可能也是由于测定方法决定的.本研究采用半动态箱法测定反硝化气体排放，即高纯He以平稳的流速(20 mL·min-1)流过土柱表面，携带培养容器气室内的气体进入检测器进行测定，表层土壤产生的NO还没来得及被进一步还原，就被带出培养系统，因而测定的NO排放较高. 土壤反硝化气体累积排放Nt与CO2排放关系密切.当微生物仅利用葡萄糖作为电子供体和能源时，反硝化过程产生NO、N2O或N2这3种单一气体时，CO2/Nt质量比分别为0.64、0.86、1.07[16,42].本研究两水稻土CO2/Nt质量比随时间变化的曲线如图 2所示.当系统切换为无氧条件，Soil-1土壤的CO2/Nt质量比稳定在0.67~0.99，但Soil-2土壤CO2/Nt质量比由2.0逐渐降低并稳定在0.81~1.04的范围内，基本符合Swerts等[42]给出的反硝化反应的理论比值范围，这表明此时排放的CO2和氮素气体都主要来源于反硝化过程.之后，随着底物NO3-的消耗，CO2/Nt质量比增加.Soil-1的NO3-耗尽时间(90 h)早于Soil-2(120 h)，因此Soil-1观测到CO2/Nt质量比增加早于Soil-2.高的CO2/Nt质量比表明培养过程中排放的CO2来源于其他微生物过程(并不伴随着含N气体的排放)，如微生物参与的Fe3+和SO2-4还原及厌氧发酵过程[21].当产甲烷菌利用H2还原CO2而产生CH4时(120 h)，土壤排放的CO2减少(图 1)，而此时CO2/Nt质量比有降低的趋势(图 2).综上，可根据CO2/Nt质量比，判别厌氧条件下的氮转化过程是否由纯反硝化过程主导.
厌氧条件下，初始碳氮底物充足的中性偏酸性砂壤水稻土，在整个培养阶段的反硝化气体产物以N2O和NO为主，而N2所占比例不足20%.但反硝化产物组成的逐日动态却表现为从以NO为主逐渐过渡到以N2O为主，最后发展到以N2为主，表明反硝化气体产物组成实际上是随反硝化进程而变化的，这一点在以气体产物组成比率作为关键参数计算各种反硝化气体产生率或排放率的模型中很有必要得到充分重视.
致谢：对本研究提供技术支持和帮助的有刘广仁、孙扬、李宝江、付永锋、沈建林等，谨此致谢！
图 2 两水稻土CO2/Nt质量比随时间变化曲线
Fig. 2 Dynamics of carbon to nitrogen mass ratio of CO2 and Ntemission rates with time for two paddy soils
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