李進芳，柴延超，陳順濤，3，單 軍*，顏曉元

（1.中國科學院南京土壤研究所土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室，南京 210008；2.中國科學院大學，北京 100049；3.中國藥科大學，南京 210009）

水稻田作為一類特殊的人工濕地，是我國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，由于水稻生長過程中需淹水栽培，導致水稻土不論在結(jié)構(gòu)、功能還是物質(zhì)循環(huán)過程方面均顯著有別于旱地土壤[1]。我國水稻田氮肥投入量高，占世界水稻氮肥用量的37%[2]，但稻田氮肥利用率低下（28.3%）[3]，導致大量的活性氮經(jīng)各種途徑損失進入環(huán)境，從而引發(fā)一系列的生態(tài)環(huán)境問題。研究發(fā)現(xiàn)，淹水稻田土壤的氮轉(zhuǎn)化途徑以反硝化（De?nitrification）、厭氧氨氧化（Anaerobic ammonium oxida?tion，Anammox）和硝酸根異化還原成銨過程（Dissimi?latory nitrate reduction to ammonium，DNRA）為主[4-6]。其中，反硝化和Anammox過程可將土壤中的硝氮和亞硝氮轉(zhuǎn)化為N2排放到大氣中，而DNRA過程可以將硝氮直接異化還原為銨氮，使更多的氮素滯留在土壤中[7-8]。具體到氮素轉(zhuǎn)化過程層面，反硝化、Anammox和DNRA途徑都涉及硝酸根的還原過程，硝酸根是其共同底物，因此，三者之間在同一體系中可能存在競爭關(guān)系。由于終端產(chǎn)物都是N2，反硝化和Anammox會導致肥料氮（尤其是硝氮）損失，但同時反硝化和Anammox也是將活性氮最終轉(zhuǎn)化為惰性氮，終止其負面環(huán)境影響的最重要自然過程，而DNRA過程則是一個保氮過程，也是農(nóng)學上所希望的。如何在同一體系下，準確量化上述幾個硝酸根還原過程的發(fā)生速率，明確其關(guān)鍵限制因素，進而探尋相關(guān)過程的調(diào)控途徑，對于降低硝酸根還原過程導致的稻田氮素損失和負面環(huán)境效應，具有十分重要的理論與現(xiàn)實意義。

過去有關(guān)稻田厭氧氮轉(zhuǎn)化過程的研究大多集中在反硝化方面，然而稻田反硝化的研究一直受測定方法的限制，因為大氣背景N2濃度高達79%，要在如此高N2背景環(huán)境中直接測定反硝化產(chǎn)物N2，需要方法的精度達到0.1%，一般方法難以滿足此要求[9]。以往采用的稻田反硝化研究方法主要包括乙炔抑制法、差值法和大田15N標記肥料示蹤法[10]。這幾種方法缺陷都很明顯，乙炔抑制法雖然簡單快捷、成本低，但是會嚴重低估土壤反硝化速率，并且特別不適用于淹水環(huán)境。對于差值法而言，所有其他氮素去向測定的誤差都累計到了反硝化過程中[11]，導致結(jié)果變異非常大。大田15N肥料示蹤法存在土壤微生物優(yōu)先利用輕質(zhì)同位素、標記15N肥料和土壤本身15N混合不均勻等問題，所獲取的結(jié)果只能定性解釋氮的去向，而不能準確定量各種氮轉(zhuǎn)化過程通量[12]。相對于海洋和河口生態(tài)系統(tǒng)，稻田生態(tài)系統(tǒng)中Anammox和DNRA的研究還較少[13-14]，而稻田土壤特有的干濕交替環(huán)境和氧化還原梯度很可能有利于Anammox和DNRA過程的發(fā)生。有研究表明，一些Anammox菌如K.stuttgartiensis也能進行DNRA作用[15]，而DNRA作用產(chǎn)生的NH+4可進一步經(jīng)過Anammox被轉(zhuǎn)化為N2導致氮素損失，但在稻田生態(tài)系統(tǒng)，DNRA能否與Anammox耦合發(fā)生還有待進一步明確。目前用于測定稻田Anammox和DNRA速率的方法多是基于15N示蹤的氣相色譜-同位素比質(zhì)譜（GC-IRMS）分析方法[16]，由于IRMS價格昂貴，一定程度上限制了其廣泛應用。

近年來，基于N2/Ar測定原理的膜進樣質(zhì)譜（Membrane Inlet Mass Spectrometer，MIMS）法的出現(xiàn)和快速發(fā)展，使得直接、精確和原位測定淹水環(huán)境溶解性N2成為可能，極大地推動了淹水環(huán)境氮轉(zhuǎn)化過程的研究[17-18]。前期，通過引進美國馬里蘭大學的Kana等[19]開發(fā)的MIMS裝置，將MIMS和原狀沉積物采樣及15N同位素配對技術(shù)聯(lián)用，我們陸續(xù)建立了基于MIMS測定濕地底泥凈脫氮[20]、反硝化和Anammox速率的方法體系[21]。針對稻田生態(tài)系統(tǒng)的特點，我們進行了相關(guān)培養(yǎng)方法的改進，進一步通過將MIMS與15N同位素配對、15NH+4化學氧化法[7]和 Flow-through培養(yǎng)裝置聯(lián)用，既可以實現(xiàn)對同一體系下水稻土NO-3還原各過程（反硝化、Anammox和DNRA）的測定，也可以用土柱模擬稻田土壤實現(xiàn)凈脫氮速率的測定。利用該方法，本文研究5種典型水稻土中反硝化、Anammox、DNRA和凈脫氮的速率，并分析了環(huán)境因素對這幾種厭氧氮轉(zhuǎn)化速率的影響，相關(guān)結(jié)果可為深入理解稻田厭氧氮轉(zhuǎn)化過程提供科學依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 土壤樣品的采集和處理

為了驗證MIMS測定方法的可靠性和測定結(jié)果的穩(wěn)定性，實驗采集了遼寧營口（YK）、江蘇宜興（YX）、浙江金華（JX）、廣西桂林（GL）和四川廣安（GA）5種較為典型的水稻土作為研究對象，保證了研究對象的代表性。

用土鉆采集稻田表層0～20 cm的濕土，置于裝有冰袋的保溫箱帶回實驗室，在通風陰涼處稍作風干后過10目篩后混勻。然后分成兩部分，一份置于陰涼通風處完全風干用于測定土壤背景基本理化性質(zhì)及速效組分；另一份置于4℃冰箱保存，用于4種厭氧氮轉(zhuǎn)化速率的測定。

每次采集稻田土樣時，記錄稻田近期的施肥情況、地理位置等背景信息，測定的基本理化性質(zhì)和速效組分包括pH、總氮（TN）、銨氮（NH+4）、硝氮（NO-3）、有機碳（SOC）、溶解性有機碳（DOC）、亞鐵（Fe2+）含量、土壤機械組成（Soil mechanical composition）等如表1所示。硝氮、銨氮用2 mol·L-1的KCl浸提、過濾后用流動分析儀（Skalar Analytical，Breda，The Nether?lands）測定；可溶解性有機碳可用去離子水按土水比1∶5浸提后過0.45 μm的濾膜，然后用TOC分析儀（Analytik Jena AG，Germany）測定。

表1 5種水稻土的基本理化性質(zhì)和速效組分Table 1 Physicochemical properties and available component of the five paddy soils

1.2 反硝化、Anammox和DNRA速率測定

在厭氧情況下，稱取2.5 g過篩土樣于12 mL Lab?co圓底頂空瓶中，每種土樣設(shè)置24個重復，5種水稻土共120個樣品，加入充氦純水（取純水2 L曝氦氣30 min），混勻泥漿后緊蓋瓶蓋（瓶內(nèi)不能有氣泡），室溫25℃下放于垂直旋轉(zhuǎn)培養(yǎng)器（轉(zhuǎn)速為8 r·min-1）預培養(yǎng)一周，消耗土樣中的背景硝酸根和O2。

用充氦氣至飽和的純水配制K15NO3溶液，預培養(yǎng)結(jié)束后用該K15NO3溶液標記樣本，標記后使其每個樣本中15N的濃度為100 μmol·L-（1該值根據(jù)田面水和土壤背景硝氮含量設(shè)定；前期研究[13，22-23]在測定水稻土Anammox時進行3種處理，分別是NH+4、NH+4+15NO-3和僅加15NO-3處理，結(jié)果已證明水稻土中存在Anam?mox過程，因此這里僅進行了加15NO-3處理）。取60個預培養(yǎng)結(jié)束的樣品（每個土樣12個重復，5個土樣）分3份，每份20個樣品（每個土樣4個重復，5個土樣）在25℃恒溫水浴培養(yǎng)箱中分別培養(yǎng)0、3、6 h，每個取樣點 4 個重復，加入 200 μL 7 mol·L-1的 ZnCl2溶液進行滅菌終止培養(yǎng)（ZnCl2通過破壞細菌細胞膜而起到滅菌作用）。結(jié)束后將60個樣品用離心機以2000 r·min-1的轉(zhuǎn)速離心5 min后置于恒溫水浴培養(yǎng)箱中25℃保溫，通過MIMS測定29N2和30N2濃度（設(shè)置溫度25℃），計算反硝化和Anammox速率。

剩余60個樣品用于DNRA的測定，具體為：首先，制備NH+4氧化劑（次溴酸鹽碘溶液），將120 mL溴水緩慢滴入600 mL 16 mol·L-1的NaOH溶液中，注意此時裝有NaOH溶液的燒杯要置于5℃以下的冰水混合物中，整個過程需要持續(xù)攪拌并始終保持冰水混合物的溫度在5℃以下，混合后的溶液置于4℃冰箱靜置一周后，取出用分液漏斗過濾，取上清液與0.2%的KI溶液等體積混合后保存于4℃冰箱，即得到次溴酸鹽碘溶液[24]。其次，制作標準曲線，用充氦純水配制0、2、4、6、8、10、20 μmol·L-115NH4Cl溶液，分別裝滿12 mL Labco圓底頂空瓶，蓋緊瓶蓋，然后加入200–L NH+4氧化劑將15NH+4全部氧化為29N2和30N2后用MIMS（設(shè)置溫度25℃）進行測定，并用總15N（29N2+2×30N2）濃度與初始15NH4Cl的濃度線性回歸做成標準曲線，用于DNRA速率的計算。需要指出的是60個樣品的標記培養(yǎng)與反硝化、Anammox培養(yǎng)過程一致，但DNRA的測定還需將培養(yǎng)結(jié)束的60個樣品按不同處理分別倒入100 mL廣口瓶中進行充氦0.5 h，排出樣品中反硝化、Anammox等過程產(chǎn)生的28N2、29N2和30N2后分裝到干凈的12 mL頂空瓶中，加入200–L NH+4氧化劑，充分搖勻使得樣品中DNRA過程產(chǎn)生的15NH+4幾乎全部被氧化為29N2和30N2后，同樣離心后置于恒溫水浴培養(yǎng)箱中25 ℃保溫，用MIMS測定總15N（29N2+2×30N2）濃度，通過標準曲線計算DNRA速率。

1.3 凈脫氮過程速率的測定

通過將MIMS裝置與Flow-through培養(yǎng)系統(tǒng)（圖1）聯(lián)用，可以實現(xiàn)不添加15N標記物而直接測定體系內(nèi)的凈脫氮速率，能最大限度地代表近似原位情況下的N2產(chǎn)生速率。具體地，稱取800 g水稻土（實驗前種植黑麥草使水稻土的硝氮含量降至10 mg·kg-1以下）加入柱狀采泥器，土柱高度約15 cm，上浮水高度約25 cm，共3個平行樣。將采泥器用帶有磁轉(zhuǎn)子的蓋子密封，連接好進水管與出水管，用事先混合及氣體平衡好的去離子水通過虹吸緩慢加入至采泥器，避免土樣表面被水流沖起，直至采泥器內(nèi)無氣泡。將采泥器放入水浴磁力攪拌培養(yǎng)裝置中，打開磁力攪拌器，預培養(yǎng)1～2 d。用注射器將尿素溶液通過進水孔橡膠塞注入采泥器，使其中起始尿素氮含量為60 mg·kg-1，等待尿素在上覆水中混合均勻后采集水樣，作為0 h的水樣并記錄時間，并在培養(yǎng)至24、48 h時分別再次采樣，每個時間點每個土柱采集3個平行樣品，所以每個土樣有27個樣品（3個平行土柱×3個時間點×每個時間點取3個平行樣），故5種水稻土共需要采集135個樣品。采樣時先空排20 mL水樣，消除管道內(nèi)水樣影響，從7 mL的Labco頂空瓶瓶底注入水樣，防止產(chǎn)生氣泡，水樣采集后擰緊蓋子，加入200 μL 7 mol·L-1ZnCl2，混勻后置于4℃冰箱保存待測。

圖1 室內(nèi)模擬原位土柱-稻田田面水密閉培養(yǎng)系統(tǒng)示意圖Figure 1 Schematic diagram of near in-situ core incubation system of rice paddy field

1.4 原理和計算

1.4.1 反硝化、Anammox和DNRA速率計算

反硝化和Anammox過程得到的29N2和30N2濃度用于反硝化和Anammox速率的計算[23，25]，其基本原理是將高豐度的15NO-3（＞99%）加入到體系中，經(jīng)培養(yǎng)后，通過測定最終產(chǎn)物N2及其同位素組分（29N2、30N2）的比例，并利用N2產(chǎn)生過程的隨機配對原則計算反硝化和Anammox的速率[25]，具體計算過程可參考Shan等[23]文章。

計算DNRA速率時，先通過標準曲線計算出不同時間段DNRA過程產(chǎn)生的15NH+4的含量，并與培養(yǎng)時間回歸得到15NH+4的產(chǎn)生速率，單位為 –mol·L-1·h-1，進一步用公式（1）求出DNRA的速率。

式中：R 為 DNRA 的潛勢，nmol·g-1·h-1；Slop[15NH+4]為15NH+4濃度與培養(yǎng)時間回歸得到斜率（15NH+4的產(chǎn)生速率）；V為培養(yǎng)瓶的容積；W為干土質(zhì)量。

1.4.2 凈脫氮速率計算

在密閉的flow-through培養(yǎng)體系中，土壤凈脫氮過程的終端產(chǎn)物N2的溶解濃度的變化可以計算得到（C=Cin-Cou）t，在一段時間內(nèi)，凈脫氮速率可以根據(jù)不同培養(yǎng)時間N2濃度和時間做線性回歸得到，直線斜率即是土柱上覆水中N2濃度變化速率（μmol N2·L-1·h-1）。通過測定加入尿素后培養(yǎng)0、24、48 h的樣本中28N2的濃度（–mol·L-1）與時間回歸得到28N2的產(chǎn)生速率（–mol·L-1·h-1）。然后用公式（2）計算出凈脫氮速率如下：

式中：R 為凈脫氮的潛勢，nmol·g-1·h-1；Slop[28N2]為28N2濃度與培養(yǎng)時間回歸得到斜率（28N2的產(chǎn)生速率）；V為培養(yǎng)柱子的容積；W為干土質(zhì)量。

1.5 數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析

采用Origin 8.6中的一元線性回歸法將MIMS測定的29N2、30N2、總15N（29N2+2×30N2）及28N2濃度分別與時間回歸后得到29N2、30N2和總15N的產(chǎn)生速率，用于判定29N2、30N2、總15N和28N2的濃度是否隨時間線性增加和計算反硝化、Anammox、DNRA及凈脫氮速率。采用SAS 8.0軟件中單因素方差分析和Duncan分析分別對不同水稻土間的反硝化、Anammox、DNRA及凈脫氮4種氮轉(zhuǎn)化速率進行顯著性分析（α=0.05）。利用SPSS 14.0皮爾遜相關(guān)分析法考察了反硝化、Anammox、DNRA和凈脫氮速率與土壤背景理化性質(zhì)包括總氮（TN）、銨氮（NH+4）、硝氮（NO-3）、有機碳（SOC）、溶解性有機碳（DOC）和亞鐵（Fe2+）含量之間的相關(guān)性。

2 結(jié)果與討論

2.1 4種氮轉(zhuǎn)化速率的方法評估

本實驗中5種水稻土15N標記培養(yǎng)0、3、6 h后的29N2和30N2的濃度如圖2所示，5種水稻土中的29N2和30N2的濃度隨 0、3、6 h均呈顯著的線性變化（P＜0.05）。30N2的增長要明顯高于29N2的增長，這與趙永強等[21]在河口沉積物中的研究一致，說明稻田中的反硝化速率高于Anammox速率，也表明了基于MIMS法與15N示蹤技術(shù)可以準確測定水稻土的反硝化和Anammox潛勢。

圖2 5種水稻土培養(yǎng)0、3、6 h后的29N2和30N2的濃度Figure 2 Concentration of29N2and30N2in five paddy soils after incubation for 0，3 and 6 h

DNRA速率的測定中，制作的標準曲線如圖3a，MIMS測定得到的總15N（29N2+2×30N2）隨15NH+4濃度增大呈顯著線性增加（P＜0.01），表明次溴酸鹽碘溶液能將15NH+4徹底氧化為29N2和30N2。5種水稻土隨 0、3、6 h培養(yǎng)后產(chǎn)生的總15N如圖3b所示，5種水稻土樣本的總15N均隨培養(yǎng)時間呈線性增長趨勢（P＜0.05），從而能夠成功得到5種水稻土的DNRA速率，這表明了利用MIMS和15NH+4氧化法測定DNRA速率是可行的。

同樣地，測定凈脫氮時，MIMS測定的28N2的濃度隨0、24、48 h呈顯著線性增長趨勢（圖4；P＜0.01），表明了實驗模擬原位土柱以及結(jié)合MIMS可以精確測定水稻土中添加尿素后的凈脫氮速率。

2.2 水稻土反硝化、Anammox和DNRA潛勢

5個采樣點的反硝化、Anammox、DNRA速率分別在（11.52±0.81）～（15.50±0.69）、（-0.44±0.06）～（0.15±0.04）、（0.82±0.41）～（3.50±0.12）nmol N·g-1·h-1之間（圖5a）。其中，營口（YK）和桂林（GL）水稻土的反硝化速率顯著高于其他3種水稻土（P＜0.01），而金華（JH）的反硝化潛勢最低。5種水稻土的Anammox潛勢均很低，尤其金華和廣安（GA）出現(xiàn)了負值，可能水稻土中存在的固氮菌固定的29N2大于反硝化和Anam?mox過程產(chǎn)生的29N2所致[26]?；?5N示蹤技術(shù)和同位素比質(zhì)譜儀（IRMS），Gu等[27]對常熟水稻土的研究發(fā)現(xiàn)其反硝化速率在17.18～21.96 nmol N·g-1·h-1之間，Anammox速率為 1.80～2.08 nmol N·g-1·h-1之間；Nie等[28]對福建水稻土的研究發(fā)現(xiàn)反硝化速率在20.10～36.10 nmol N·g-1·h-1之間，Anammox速率為1.70～2.40 nmol N·g-1·h-1，與本實驗結(jié)果具有可比性。其他研究結(jié)果，如浙江嘉興及淮安等地的反硝化和Anammox速率[29-30]也均與本實驗基于MIMS的15N示蹤技術(shù)測定結(jié)果具有很好的可比性。

圖3 標準曲線（a）和培養(yǎng)時間0、3、6 h與總15N（29N2+2×30N2）濃度之間的線性關(guān)系（b）Figure 3 Relationship of the known15NH4+concentrations with measured signal intensities of total15N（29N2+2×30N2）（a）and the concentration of total15Nin five paddy soils after incubation of 0，3 and 6 h（b）

圖4 5種水稻土培養(yǎng)0、24、48 h的28N2濃度Figure 4 Concentration of28N2in five paddy soils after incubation of 0，24 and 48 h

宜興（YX）、金華（JH）和廣安（GA）的DNRA潛勢顯著高于營口（YK）和桂林（GL）水稻土樣本（P＜0.01）。需指出DNRA過程與反硝化過程出現(xiàn)了此消彼長的現(xiàn)象（圖5b），可能與兩種過程共同和競爭利用硝氮和DOC有關(guān)[23]，而DNRA與Anammox速率并不相關(guān)。Lu等[31]基于15N同位素示蹤法和IRMS研究測得日本筑波水稻田的DNRA速率在8.06～28.08 nmol N·g-1·h-1之間，在數(shù)量級上也具有可比性。Shan等[23，32]基于MIMS的15N示蹤手段測定了江蘇常熟水稻土的DNRA速率，測定值在0.20～1.10 nmol N·g-1·h-1之間，與本實驗結(jié)果類似，說明這一方法具有很好的穩(wěn)定性。

2.3 水稻土總脫氮潛勢

本實驗中，5種水稻土的凈脫氮速率分別為（1.65±0.01）、（1.06±0.29）、（2.32±0.37）、（2.14±0.19）、（1.61±0.30）nmol N·g-1·h-1，此速率均小于利用15N同位素配對法測定的5種土相對應的反硝化與Anam?mox速率之和，我們推測加入的尿素先轉(zhuǎn)化為NO-3，再通過反硝化和Anammox過程脫氮，這個過程并不像直接加入硝氮那樣順利地進行脫氮過程，進而使得凈脫氮速率相對低于直接加NO-3的處理，又因稻田中施用尿素而非KNO3，所以這能更好地反映稻田中原位凈脫氮速率。目前有關(guān)稻田中的凈脫氮速率的研究很少，此前Shan等[23]利用MIMS測定凈脫氮速率時，未消耗土樣中的背景NO-3，從而有利于反硝化和Anammox過程的發(fā)生，測出的凈脫氮速率范圍為8.27～30.00 nmol N·g-1·h-1之間，此速率高于本實驗結(jié)果是可理解的。而李曉波等[33]對常熟農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)稻作農(nóng)田的研究中，采用PVC柱從稻田采集原狀土樣在室內(nèi)進行混施和表施尿素處理，通過MIMS測得N2產(chǎn)生速率在0.92～1.66 nmol N·g-1·h-1之間，這與我們實驗測得的凈脫氮速率在數(shù)值上保持一致，從而表明了MIMS裝置結(jié)合Flow-through系統(tǒng)可以通過室內(nèi)模擬原位培養(yǎng)精確測定凈脫氮潛勢，而且操作過程簡單，樣本量少，省去了在稻田原位測定帶來的困擾。需要指出的是，由于田間原位情況下，稻田氮素厭氧轉(zhuǎn)化受土壤理化性質(zhì)、溫度、水分、水稻生長周期時長的影響，目前我們的實驗體系測得的厭氧氮轉(zhuǎn)化速率僅能表征田間情況下氮素實際轉(zhuǎn)化速率的潛勢，并不能真正指示田間原位氮素厭氧轉(zhuǎn)化速率，未來還需進一步結(jié)合田間原位采樣技術(shù)進行研究。此外，由于實際水稻田并非完全厭氧狀態(tài)，而本文4種速率的測定過程均在密閉厭氧條件下進行，相比較于田間狀況可能會抑制NH+4轉(zhuǎn)化為NO-3這一過程，導致低估脫氮速率。另外，由于N2O也是反硝化過程產(chǎn)生的中間產(chǎn)物，可以直接被土壤釋放，而本研究只測定了N2，也會一定程度上導致反硝化及凈脫氮速率偏低。但此方法通過簡單操作能在較短時間內(nèi)同時測定反硝化、Anammox、DNRA和凈脫氮4種速率，在比較同一樣本不同速率間的差異時避免了測定時間不同帶來的誤差，這一優(yōu)勢不可忽略。

圖5 5種水稻土的反硝化、Anammox和DNRA潛勢（n=3）（a）及DNRA與反硝化速率之間的關(guān)系（b）Figure 5 Potential rates of denitrification，Anammox and DNRA（n=3）（a）and relationship between denitrification and DNRA rates（b）in the five paddy soils

2.4 環(huán)境因素對幾種厭氧氮轉(zhuǎn)化速率的影響

5種水稻土的4種氮轉(zhuǎn)化速率與土壤基本理化性質(zhì)之間的關(guān)系如表2所示。反硝化速率的主要環(huán)境影響因子是NO-3、DOC和土壤Fe2+含量；Anammox過程的主要限制性因素為土壤NO-3；而DNRA過程的主要影響因子為DOC和土壤Fe2+含量。反硝化速率與水稻土背景硝氮含量呈顯著正相關(guān)（表2；P＜0.01）關(guān)系，硝氮為反硝化過程提供了底物，水稻土中其含量越大，反硝化潛勢則越高，我們的分析結(jié)果與之相符。土壤DOC不僅能夠為反硝化和DNRA過程提供能量和電子[8]，還能促使土壤有機氮的礦化[34]，進而促進這兩種氮轉(zhuǎn)化過程的發(fā)生，本文分析結(jié)果也是如此（表2）。已有大量研究證明亞鐵離子氧化與反硝化過程或DNRA過程發(fā)生耦合，進而促進這兩種過程的發(fā)生[35]，本實驗結(jié)果（表2）也證明了這一點，亞鐵背景值高的水稻土反硝化和DNRA速率也顯著較高（P＜0.01）。

表2 氮轉(zhuǎn)化過程與土壤理化性質(zhì)間的皮爾遜相關(guān)分析Table 2 Pearson′s correlation analyses between the Ntransformation rates and the physiochemical parameters of the five paddy soils（n=5）

3 結(jié)論

（1）本文完善了基于MIMS的方法體系，實現(xiàn)了同一體系下對稻田土壤反硝化、Anammox和DNRA的測定，同時也能實現(xiàn)對稻田土壤凈脫氮速率的近似原位表征，相關(guān)結(jié)果與其他方法研究結(jié)果具有可比性，且操作簡單、實驗周期短，在未來稻田土壤厭氧氮轉(zhuǎn)化過程方面有很好的應用前景。

（2）所研究的5種稻田土壤中，反硝化、Anam?mox、DNRA、凈脫氮速率范圍分別為（11.52±0.81）～（15.50±0.69）、（-0.44±0.06）～（0.15±0.04）、（0.82±0.41）～（3.50±0.12）、（1.06±0.29）～（2.32±0.37）nmol N·g-1·h-1，即（358.63±25.37）～（479.96±22.12）、（-14.81±0.22）～（5.29±1.22）、（25.76±12.71）～（109.87±3.88）、（33.33±11.16）～（72.74±14.18）g N·hm-2·h-1。另外，水稻土反硝化過程的主要限制因素有土壤NO-3、DOC和土壤Fe2+含量；Anammox的關(guān)鍵限制因素是NO-3；DNRA過程的主要限制因素有土壤DOC和土壤Fe2+含量。