添加水铁矿对水稻土N2O释放及反硝化微生物的影响.DOC

1、添加水铁矿对水稻土 N2O 释放及反硝化微生物的影响 王 庆 1,2 杨会翠 1,2 王 玲 1,2 秦红灵 1张文钊 1 盛 荣 1 魏文学 1（ 1 中国科学院亚热带农业生态研究所，长沙 410125）( 2 中国科学院大学，北京 100049)摘 要 水稻土氧化还原状态的变化与 N2O 的释放有密切关系。为揭示水稻土中 Fe 对 N2O 释放及反硝化功能微生物的影响，本研究选取第四纪红壤发育的水稻土，设置 3 个水铁矿添加水平（Fe 0, 10, 40 mol g-1 土）和两个土壤质量含水量（50%, 80%）进行土壤培养试验，利用实时荧光定量 PCR(Real Time Floure

2、scent Quantification Polymerase Chain Reaction, qPCR)和末端限制性片段长度多态性(Terminal- Restricted Fragment Length Polymorphism, T-RFLP）分析技术开展研究。结果表明，N 2O 排放速率升至高峰期的过程中，外源铁处理尤其是添加高量铁(40 mol g-1)处理导致硝态氮含量显著高于对照，而 N2O 排放速率却明显低于对照；然而，高峰期后添加高量铁处理却维持了比对照显著高的 N2O 排放速率；与此同时，添加水铁矿对硝酸还原酶基因（narG）和氧化亚氮还原酶基因（nosZ）丰度的影响表现出

3、与 N2O排放相同的趋势，即 N2O 排放速率升至高峰期的过程中，外源铁处理明显抑制了反硝化微生物的生长与繁殖，而高峰期后外源铁对反硝化微生物的抑制作用不明显。因此，水稻土中添加 Fe（）对 N2O 释放影响的主要原因可能是前期抑制了反硝化功能微生物的种群数量，从而减少了硝酸根的还原和 N2O 的产生，而后期由于反硝化微生物数量的恢复和 NO3-等含氮化合物的残留 ，使得外源铁处理的 N2O 释放量明显高于对照。关键词 水稻土；铁；N 2O；narG 基因；nosZ 基因中图分类号 S154.36 文献标识码 A氧化亚氮（N 2O）是京都议定书规定的三种主要温室气体之一，它 能吸收中心波长为

4、7.78、8.56 和 16.98 m 的长波红外辐射，导致全球气候变暖。同时，N 2O 在平流层中经太阳紫外光照射分解成 NO 后与臭氧分子反应，导致臭氧含量降低， 从而破坏平流层中的臭氧层 1。近年来，由于人类活动频繁，导致大气中 N2O 浓度正以每年 0.2%0.3%的速度不断增加 2-3，其所带来的环境问题也日益凸显，逐渐受到人们的广泛关注 。 农业土壤是 N2O 排放的重要源头之一，每年因施用化学氮肥产生约 1.5107 t N2O-N, 占人类活动向大气输入 N2O-N 量的 44%4。中国是水稻生产大国，截止 2007 年，我国稻田面积约 2892 万公顷，占全国作物种植面积的

5、18.84%5。而水稻生产过程中干湿交替可显著促进土壤 N2O 的排放 6-8。有研究表明，当土壤水分含量在 60%90%孔隙充水度（Water Filled Pore Space，WFPS）时，N 2O 释放量明显增加，当含水量达到 8090% WFPS 时，N 2O 的排放达到高峰 9-11。然而，目前对水稻土干湿交替过程中影响 N2O 产生 国家自然科学基金项目（41501277，41330856）和中国科学院战略性先导科技专项（XDB15020200）资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China（415

6、01277，41330856）and Special Funds for Strategic Pilot Sci-tech Projects of the Chinese Academy of Sciences（XDB15020200 ） 通讯作者，E-mail: 作者简介：王 庆，硕士研究生，主要从事土壤微生物分子生态方向研究，E-mail: 收稿日期： ；收到修改稿日期：的生物和非生物学机制的认识十分有限。水稻土中 N2O 主要来自反硝化过程 12，而该过程是由多种微生物驱动，且受不同环境因素的影响，如温度、Eh、水分、O 2 等 13。研究发现，在水稻土淹水落干过程中，N2O 的排放与土

7、壤 Eh 呈极显著正相关 6-8。但 Eh 改变与土壤中的氧化还原物质（O 2、Fe、Mn 等）的含量和形态变化可能存在密切关系。作为地壳中含量第四的铁元素，也是红壤中重要的氧化还原物质之一 14，其地球化学丰度为 5.1%15，铁因在土壤中能形成各种形态的矿物相而具有氧化/还原，吸附/ 解吸、催化等各种功能 16。由于铁具有较高的地球化学活性，Fe（）和 Fe（）组成的铁循环与反硝化、厌氧氨氧化等多种氮素转化过程密切相关 17-19。2009 年，Huang 等 20通过向泥浆中添加水铁矿的试验发现，铁可刺激 N2O 的产生。2011 年，Zhu 等 21的研究结果表明，铁与土壤的其他特性相

8、比，在调控 N2O 排放中占有重要的地位。然而，水稻土水分含量变化条件下铁影响 N2O 产生的微生物过程机理的研究较少。本研究旨在通过添加水铁矿探究外源 Fe（）对水稻土 N2O 的释放以及反硝化微生物丰度和群落结构的影响，为我国农田温室气体减排和提高氮肥利用效率提供重要的理论依据。1 材料与方法1.1 供试土壤土壤样品采集于长沙市黄花镇（281408N，1131305E） ，为第四纪红壤发育形成的水稻土。采样时间为 2013 年 11 月。采用随机多点采样法，取 0 20 cm 的耕作土壤，样品自然风干后，去除石块和植物残渣，磨碎过 1 mm 筛，保存备用。土壤基本理化性质见表1。表 1 供

9、试土壤基本理化性质Table 1 Basic physical and chemical properties of the soil tested土壤类型Soil type（国际制）有机质 Organic matter（g kg -1）总氮Total N（g kg -1）有效铁Available Fe（ mg kg-1）pHNH4+-N（ mg kg-1）NO3-N（ mg kg-1）DOC（ mg kg-1）黏土 27.0 1.7 43.2 4.51 11.5 5.2 16.01.2 水铁矿的制备水铁矿的制备方法主要参照 Schwertman 等 22，并做适当修改，其具体制作方法如下：配

10、置 0.4 mol L-1 的 FeCl3 溶液，用 1 mol L-1 的 NaOH 调至 pH 为 7，然后用 10 倍体积的蒸馏水洗涤、离心（10 000 g，10 min）5 次，目的是去除盐离子，洗涤结束后，冷冻干燥并以固体形式保存在不透明的玻璃瓶中。用原子吸收分光光度法测定出水铁矿中有效铁的含量为 49%。1.3 培养试验和样品采集测定培养试验采用的培养装置为具有密封性好的圆柱形塑料盒（体积 1 L） ，部分塑料盒的盒盖安装三通阀后作为采气装置。土壤含水量设置为 50%、80% 质量含水量，在此基础上设 3 个外源水铁矿添加量处理，分别添加 Fe 0 mol g-1（对照/CK ）

11、 ，10 mol g-1（低铁/Fe1） ，40 mol g-1（高铁/Fe2） 。水铁矿的添加方法为：按 Fe 0 mol g-1，10 mol g-1，40 mol g-1 分别添加到风干土中并充分混匀后分装到塑料盒中，每盒装土 200 g，共装 102 盒。将各铁处理均分成 2 组，分别添加 0.1 mol L-1 的 KNO3 水溶液，使质量含水量达到 50%和80%的同时保证加 N 量为 1.6 mol g-1 土。每个处理 5 盒用于气体采集，12 盒用于土壤样品采集。土壤置于 28 下培养，采用称重法定时补充水分。培养试验从加入 KNO3 溶液后开始计时，分别于培养的第 6h、1

12、2h、18h 和 24h 采集气体，每个处理采 5 盒作为重复，每次采气前通风 30 min 使盒内气体浓度与空气中一致，密封培养 1h 后，用注射器将盒内气体充分混匀并采集 30 ml 气体用于 N2O 浓度的测定。采集气体的同时采集土壤样品，每个处理采 3 盒作为重复，土样采集方式为破坏性采样，具体方法为用直径为 1.5 cm 的圆孔采样器采集 02 cm 土壤样品。采集的土壤样品充分混匀，一部分用锡箔纸包好后立即用液氮速冻，存放于-80 冰箱用于分子生物学实验；另一部分样品存于 4 冰箱，进行 NH4+-N 和 NO3-N 含量的测定。N2O 浓度采用气相色谱仪（Agilent 7890

13、A，USA）检测；NH 4+-N 和 NO3-N 含量采用连续流动分析仪（Flastar 5000 Analyze，国家）测定。1.4 反硝化微生物功能基因丰度测定与群落结构分析土壤 DNA 提取参照 SDS-GITC-PEG 法 23。用 1%的琼脂糖凝胶电泳检测所提 DNA 片段大小，用 Nanodrop ND-1000 核酸分析仪测定 DNA 的浓度及质量。实时定量 PCR：实时定量 PCR 所用仪器为 ABI 7900( AppliedBiosystem)，narG 和nosZ 的反应体系为：5 ng DNA 模板，0.3 l 上游引物（narG -571F24，nosZ-1126F

14、25） ，0.3 l 下游引物（narG-773R，nosZ -1381R） ，5 l SYBR-Green（Takara） ，0.2 l Rox 参比染料（Takara ） ，补充 ddH2O 至 10 l。narG 和 nosZ 的扩增片段长度分别为 256bp24、203bp25，扩增程序相同：95 预变性 30 s，95 5 s， 60 30 s，72 10 s，40 个循环；95 15 s ，60 15 s，90 15 s。T-RFLP：narG 基因反应体系为 50 l：上下游引物各 2 l （145F，773R） 24，25 l PCRmix，DNA 模板 80 ng，补充 dd

15、H2O 至 50 l。反应程序为： 95 预变性 5 min；95 30 s，60 45 s，72 45 s， 2 个循环；95 30 s，55 45 s，72 45 s，5 个循环；95 30 s， 52 45 s，72 45 s，5 个循环；95 30 s，52 45 s，72 1 min ，25 个循环；72 延伸 10 min。 nosZ 基因反应体系为 50 l：上下游引物各 2 l（2002F，2002R） 25，25 l PCRmix， DNA 模板 80 ng，补充 ddH2O 至 50 l。反应程序为：94 2 min；94 30 s，65 45 s，72 45 s，10 个

16、循环；94 30 s，55 45 s，72 45 s，30 个循环；72 延伸 10 min。narG 和 nosZ 的扩增片段长度分别为 629bp24、707bp 25。其中 narG 和nosZ 上游引物的 5端均被羧基荧光素 FAM 标记。所使用的 PCR 仪器为 Eppendorf-6321。PCR 产物先经 1.0%的琼脂糖凝胶电泳分离，然后通过 DNA 凝胶纯化试剂盒(天根)回收纯化目的片段，回收的目的片段进行酶切，其中 narG 基因使用 HhaI 酶，nosZ 基因使用 CfoI 酶，酶切产物送往上海桑尼生物科技有限公司进行 T-RFLP 分析，分析仪器为 ABI Prism

17、3100Genetic Analyzer。1.5 数据处理采用 SPSS20.0 统计软件对数据进行单因素方差分析(ANOVA)，差异显著性水平通过新复极差法(Duncan 法)和最小显著差数法(LSD)进行检验，偏相关法分析相关关系。2 结 果2.1 两个水分条件下外源铁处理对硝态氮和铵态氮含量的影响硝态氮含量变化显示（图 1A） ，随培养时间的延长，两个水分含量土壤中 NO3-N 含量均迅速降低，含水量为 50%和 80%的土壤 NO3-N 含量分别在培养至 18h 和 12h 时低于检测线，表明高含水量土壤 NO3-N 转化速率更快。含水量为 50%的土壤培养至 6h，添加铁处理的硝态氮

18、含量均明显高于对照，低铁和高铁处理分别较对照高 3.5%（p0.05）和24.6%（p0.01） 。到培养 12h 时，低铁和高铁处理的硝态氮含量分别比对照高 35.5%和185.5%（p0.01） 。含水量为 80% 的土壤在培养 6h 时低水平和高水平加铁处理的 NO3-N含量分别比对照高 6.8 %和 30.84 %（p0.01） ，结果表明，同样培养 6h，加铁处理对 80%含水量土壤 NO3-N 含量的影响大于 50%含水量土壤。然而，在土壤培养过程中铵态氮含量呈逐渐增加趋势，但不同处理间没有明显差异（图 1B） 。在培养 6h 至 24h 间，含水量 50%的土壤平均 NH4+-N

19、 含量由 17.8 mg kg-1 干土增加至 34.6 mg kg-1 干土左右 ，增加幅度为 94.6%；在 80%含水量条件下，则由 15.7 mg kg-1 干土增加到 30.2 mg kg-1 干土，增加幅度为 92.3%。铵态氮的增加可能与有机氮的矿化有关，而添加铁处理对铵态氮含量没有明显的影响。aaabaacb b650%12 18 24 680%12 18 2405101520250 mol g-1 soil10 mol g-1 soil40 mol g-1 soil培 养 时 间 duration of incubation (h)硝态氮含量NO3-Ncontent（mgkg

20、-1）(A)650%12 18 24 680%12 18 24010203040500 mol g-1 soil10 mol g-1 soil40 mol g-1 soil培 养 时 间duration of incubation (h)铵态氮含量NH4+-N content（mgkg-1）(B)图 1 两个水分条件下外源铁处理中土壤硝态氮（A）和铵态氮（B）含量变化Fig. 1 Changes in soil NO3-N（A）and NH4+-N（B）contents in treatments spiked with extraneous iron relative to soil wat

21、er content.注： 不同小写字母表示各时间点三个处理间差异显著性(p0.05) 。下同 Note：Different lowercase letters mean significant difference between treatments at each time point (p0.05).The same below2.2 两个水分条件下外源铁处理对 N2O 释放速率的影响培养试验中 N2O 释放速率明显受外源铁的影响，且两个不同 水分含量的土壤表现出相同趋势（图 2） 。其主要特点是，经前 6h 培养，50%和 80%含水量土壤的 N2O 释放速率均很低，尽管如此，外源铁

22、仍然改变了 N2O 的释放，其中低铁处理（ 10 mol g-1）的影响相对较小，在土壤水分含量为 50%和 80%的条件下分别比对照 减少 5.2%和 3.2%，没有显著差异；而添加高铁处理（40 mol g-1）比对照则分别降低 36.8%（p0.01）和 10.3 %（p 0.01） ，达到极显著水平。当 培养至 12h 时，两个 水分含量土壤 N2O 释放速率均达到高峰，其中含水量为 50%土壤的释放速率显著高于含水量为 80%的土壤，平均约 1.8 倍，而添加铁处理均降低了 N2O 释放速率，与对照相比，添加 低铁处理在土壤含水量为 50%和 80%条件下分别降低 1.4%和 7.4

23、%（p0.01） ，添加高铁处理则导致 N2O 释放速率分别下降 20.7%（p0.01）和 24.3%（p0.01） ，降幅显著大于低铁处理。随培养过程的继续进行，对照和添加低铁处理的土壤 N2O 释放速率迅速下降，而添加高铁处理的土壤的下降幅度相对较小，且不同水分条件差异较大。含水量为 50%的土壤培养到 18h 时对照和低铁处理的 N2O 释放速率急剧下降，由 12h 的 265 g g-1 h-1 左右下降到了 4 g g-1 h-1 左右，与之不同的是高铁处理的降幅明显较小，由 12h 的 215 g g-1 h-1 下降到了 133 g g-1 h-1。到培养 24h 时，高铁处理

24、的 N2O 释放速率降到了与其它处理相似的水平。相比之下，含水量 80%土壤 N2O 释放速率随培养时间的延长下降明显缓慢，到 24h 时仍保持较高的 N2O 释放速率（平均 24.0 g g-1 h-1） ，而三个处理的 N2O 释放速率减少动态表现不尽相同，在 12h 到24h 间，对照匀速下降，平均每小时减少 11.3 g g-1 h-1；低铁处理在培养到 18h 时较对照的降幅小，平均每小时减少 9.7 g g-1 h-1，维持了比对照高的 N2O 释放速率，但差异不显著。到 24h 时其 N2O 释放速率与对照相似。高铁处理表现出明显不同的趋势，从 12h 到18h，该处理的 N2O

25、 释放速率不但没有下降，反而有所增加，且显著高于对照和低铁处理。从 18h 到 24h，虽然 N2O 释放速率快速降低，但到 24h 时仍然维持 28.6 g g-1 h-1 的释放速率，显著高于对照和低铁处理。aaa a aaaaaaa a ababbbba bc bc650%培 养 时 间 duration of incubation(h)12 18 24 680%12 18 240501001502002503000 mol g-1soil10 mol g-1soilN2O释放速率N2O emissionrate(g g-1h-1)图 2 两个水分条件下外源铁处理中 N2O 释放速率Fi

26、g. 2 N2O emission rates in treatments spiked with extraneous iron relative to soil water content2.3 反硝化基因 narG 和 nosZ 丰度变化外源铁对硝酸还原酶基因 narG 和氧化亚氮还原酶基因 nosZ 丰度的影响有着比较相似的规律，且两个含水量土壤间也存在一定差异。在土壤含水量为 50%的条件下，对照处理的 narG 的丰度在整个培养过程中基本稳定，约 1.61092.0109 之间。而添加铁处理改变了这一状态，尤其是在培养的前 12h，加铁处理明显导致 narG 丰度减少，低铁处理在培

27、养 6h 和 12h 分别比对照减少 1.0%和 18.9%（p0.05） ，而高铁处理则比对照减少18.8%（ p0.05）和 65.5%（p 0.05） 。这种外源铁对含 narG 微生物数量的抑制作用到培养18h 时消除，此时两个加铁处理的 narG 丰度恢复到对照处理水平，到 24h 时甚至超过了对照处理。另一反硝化基因 nosZ 的丰度变化与 narG 有同样的趋势，在 12h 时添加低铁和高铁处理的 nosZ 丰度分别比对照低 11.7%（p0.05）和 35.6%（p0.05） ，到培养 18h 时迅速恢复到与对照相似的水平并保持稳定。当土壤含水量为 80%时，对照处理的 nar

28、G 和nosZ 的丰度均表现为在整个培养过程中均呈下降趋势，这一现象与反硝化微生物对淹水后的土壤环境适应过程有关。添加铁处理在前 12h 中显著抑制了含 narG 和 nosZ 的反硝化微生物繁殖，其中，在 12h 时添加低铁和高铁处理分别导致 narG 丰度比对照处理减少24.0%（p0.05 ）和 50.8%（p0.05） ，nosZ 丰度比对照减少 31.9%（p0.05）和34.0%（p0.05 ） 。然而，有趣的是在后续培养中上述反硝化基因丰度得到恢复并保持相对稳定，到培养 18h 和 24h 时添加低铁和高铁处理的 narG 和 nosZ 丰度都维持在相似水平，并且均显著高于同一时

29、期的对照处理。a a a aa aaaababb b bbbcacbcb c650%培 养时 间durationofincubation(h)12 18 24 680%12 18 240.0E+001.0E+092.0E+093.0E+094.0E+090 mol g-1soilnarG基因拷贝数NumberofnarGgenecopies(g-1) (A)a a a aaa aaa a a ab bbb bababcbbbb650%培 养时 间durationofincubation(h)12 18 24 680%12 18 240.0E+004.0E+088.0E+081.2E+091.6

30、E+090 mol g-1soilnosZ基因拷贝数NumberofnosZgenecopies(g-1)(B)图 3 两个水分条件下外源铁处理中 narG（A）和 nosZ（B）基因丰度Fig .3 Abundances of narG（A）and nosZ（B ）genes in treatments spiked with extraneous iron relative to soil water content2.4 反硝化基因群落结构变化反硝化基因 narG 和 nosZ 的 T-RFs（Terminal-Restricted Fragments）相对丰度变化显示（图 4） ，在整

31、个培养试验过程中，含 narG 和 nosZ 基因的微生物群落结构基本保持稳定，仅在一些低丰度 T-RFs 中有小幅度变化，如 narG 基因中 T-RFs 相对丰度变化主要体现在223 bp 和 101 bp 片段上，而 nosZ 基因中变化主要体现在 379 bp、321 bp 及 84bp 片段上。但各处理中反硝化基因 narG 和 nosZ 的优势种群并没有出现显著差异，说明添加外源铁对含 narG 和 nosZ 基因的微生物群落结构影响较小。其中 12h 和 18h 微生物群落结构与 6h相比无明显差异已省略。CK培 养6h 6h-incubated50%Fe1 Fe2 CK培 养2

32、4h 24h-incubatedFe1 Fe2 CK培 养6h 6h-incubated80%Fe1 Fe2 CK培 养24h 24h-incubatedFe1 Fe20%20%40%60%80%100% 84bp92bp96bp99bp101bp116bp124bp131bp136bp141bp143bp198bp223bp356bpnarG基因T-RFs相对丰度T-RFsrelativeabundanceofnarGgeneCK培 养6h 6h-incubated50%Fe1 Fe2 CK培 养24h 24h-incubatedFe1 Fe2 CK培 养6h 6h-incubated80%

33、Fe1 Fe2 CK培 养24h 24h-incubatedFe1 Fe20%20%40%60%80%100% 44bp46bp48bp50bp73bp84bp145bp235bp266bp321bp328bp353bp355bp379bp451bp471bpnosZ基因T-RFs相对丰度T-RFsrelativeabundanceofnosZgene图 4 narG 和 nosZ 基因 T-RFs 相对丰度Fig .4 T-RFs relative abundance of narG and nosZ genes3 讨 论本项研究设置了两个水分条件，其中 50%质量含水量为适合 N2O 排放

34、的土壤水分条件，而 80%质量含水量为淹水状态。在自然条件下 N2O 排放很少 26，其原因主要是受到反硝化底物含量的限制，由于硝化作用弱，NO 3-N 含量一般处于极低水平，因而少有 N2O 释放。而当土壤含水量降低至约 50%质量含水量时，土壤硝化作用加强，为反硝化作用提供底物，促进了 N2O 的排放。本研究分别在两个水分条件的土壤中添加同样量的硝酸盐，而在培养第 6h 和 12h，含水量为 50%土壤的 NO3-N 含量显著高于含水量为 80%的土壤，与此同时，培养 12h 时含水量 50%的土壤 N2O 释放速率显著高于 80%含水量土壤。上述现象可能表明，在培养开始后的 12h 内，

35、含水量 50%比 80%的土壤维持了更高的 NO3-N 含量，一方面可能土壤有机氮的矿化和硝化作用增强补充部分 NO3-有关 27-28；另一方面，可能因为硝酸还原相对较弱而延缓 NO3-的消耗。而在 80%（淹水）条件下，由于土壤还原性更强，具备更强的反硝化能力，所以 NO3-消耗更快 29。然而，在淹水土壤中产生的 N2O 难以释放到大气中，而易被进一步还原成 N230，因此其 N2O 释放速率虽然相对较低但延续的时间长。相比之下，在含水量 50%的土壤中氧化亚氮还原酶受到抑制且土壤条件有利于 N2O 扩散，导致 N2O在短时间内高强度排放 31-32。我们的试验结果还表明，添加不同浓度的

36、水铁矿在两个土壤水分状态下对 NO3-N 含量和 N2O 释放速率的影响趋势完全相同，即添加 Fe（ ）明显延缓硝酸根的转化和 N2O的释放，而且添加高量铁比低量铁的效果更为明显。这种现象可能与下列因素有关：首先是添加到土壤中的 Fe（）会快速还原成 Fe（） ，在这一还原过程中会与 NO3-还原过程竞争电子 33，所以，添加外源水铁矿会导致硝酸盐还原过程减缓，而且添加的 Fe（）越多则效果越明显。另外，水铁矿的加入会导致土壤中氧化还原电位(Eh)值升高，Eh 值升高后可能会降低硝酸还原酶的活性，从而减弱反硝化作用，何起利等人在人工湿地中已证明了此发现 34。除此之外，外源铁对反硝化微生物的影

37、响可能也是重要的原因之一。尽管到目前为止有关外源铁与土壤微生物关系的研究较少。陈娜等人发现外源 Fe（）会抑制微生物的活性 35，Li 等人发现水铁矿对地杆菌属和梭菌属的群落结构有强烈的影响 36。我们的研究发现，在培养 12h 内，添加水铁矿使反硝化基因 narG 和 nosZ 的丰度明显减少，并随培养时间的延长而加重，而且添加高铁处理的影响更显著。然而到 16h 后这种抑制效果消失，两个反硝化基因的拷贝数迅速恢复或反弹，而且两个添加铁处理间没有显著差异。但不论是添加高铁还是低铁处理对 narG 和 nosZ 的组成结构都没有产生明显影响。显然，外源 Fe（）的添加抑制了反硝化微生物的生长，

38、可能是减少 N2O 释放的重要原因，但对其机理的认识并不十分清楚。当 Fe（）被添加到高含水量土壤中后，由于微生物代谢过程的电子传递链受到严重干扰，可能对微生物的生长产生抑制作用，添加高水平铁的抑制作用更为明显，而且在淹水条件下这种抑制效果更清楚，可能原因是淹水条件下的电子传递对铁的依赖性更强，在 50%含水量的土壤中可能有部分电子通过微量 O2 的调控。在含水量高的土壤中 Fe（）可以快速转化为 Fe（） ，虽然并不清楚 Fe（）抑制反硝化微生物的临界浓度，但到培养 16h 是 narG 和 nosZ 基因数量迅速回复或增加说明可能与Fe（）的减少和 Fe（）的增加有一定的关系，还需要深入研

39、究。4 结 论添加外源 Fe（）对水稻土 N2O 的产生与释放过程产生了明显影响。在 N2O 排放升至高峰期过程中，添加高铁处理显著降低了 N2O 释放速率，其重要原因可能是外源铁抑制了反硝化微生物的生长与繁殖，从而减少了硝酸根的还原，进而减少 N2O 的产生；而在N2O 排放的高峰期后，由于反硝化功能微生物的数量逐渐恢复和残留的 NO3-等含氮化合物相对较多，导致 N2O 释放量明显高于对照。而外源铁对反硝化微生物群落结构的影响与N2O 释放的关系还需进一步研究。参考文献1 王少彬. 大气中氧化亚氮的源、汇和环境效应. 环境科学, 1994 (4) : 23-27Wang S B. The

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