1、第 60 卷 第 4 期 土 壤 学 报 Vol.60，No.4 2023 年 7 月 ACTA PEDOLOGICA SINICA Jul.，2023 *国家自然科学基金项目（U20A20113、42177303）和国家重点研发计划课题（2021YFD1700802）共同资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China（Nos.U20A20113，42177303），and the National Key Research and Development Program of China （No.2021YFD
2、1700802）通讯作者 Corresponding author，E-mail： 作者简介：金 科（1996），男，安徽芜湖人，硕士，主要从事农田氮素循环关键过程的研究。E-mail： 收稿日期：20220309；收到修改稿日期：20220607；网络首发日期（）：20220826 http:/ DOI：10.11766/trxb202203090101 金科，魏志军，马小芳，李承霖，单军，颜晓元.环境因子对水稻土硝酸根异化还原过程速率和分配的影响J.土壤学报，2023，60（4）：10351046.JIN Ke，WEI Zhijun，MA Xiaofang，LI Chenglin，SHAN
3、 Jun，YAN Xiaoyuan.Effects of Environmental Factors on Rate and Partitioning of Dissimilatory Nitrate Reduction Processes in Paddy SoilsJ.Acta Pedologica Sinica，2023，60（4）：10351046.环境因子对水稻土硝酸根异化还原过程速率和分配的影响*金 科1，2，3，魏志军1，2，3，马小芳1，4，李承霖1，2，3，单 军1，3，颜晓元1，3（1.土壤与农业可持续发展国家重点实验室（中国科学院南京土壤研究所），南京 210008；2.
4、中国科学院大学，北京 100049；3.中国科学院常熟农业生态实验站，江苏常熟 215555；4.南京大学环境学院，南京 210023）摘 要：以五常、常熟和雅安水稻土为研究对象，通过室内泥浆培养，利用基于膜进样质谱仪（Membrane Inlet Mass Spectrometer，MIMS）的15N 示踪技术，探究了温度、pH、NO3浓度、C/N、Fe2+和 S2浓度对三种水稻土反硝化和硝酸根异化还原成铵（Dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA）速率及二者占硝酸根还原过程相对贡献的影响。结果表明，在所研究的稻田土壤中，反硝化是 NO
5、3异化还原过程的主导途径，占比 87.97%91.73%，而 DNRA 仅占 8.27%12.03%。反硝化和 DNRA 速率随温度升高均呈指数增长，且 DNRA 占 NO3异化还原的比例（RDNRA）也随温度升高呈增长趋势。反硝化和 DNRA 速率分别在 pH 为 7 或者 8.5 时最高，相对于碱性环境（4.92%14.67%），酸性环境中 RDNRA（6.24%15.56%）更高。反硝化和 DNRA 速率与 NO3浓度之间关系符合米氏方程，且反硝化的最大速率（Vmax）和米氏常数（Km）均大于 DNRA。与未加碳源对照组相比，C/N 为 2.5 时，反硝化速率显著提高了 22%35%；C
6、/N 大于 2.5 时，DNRA 速率显著提高了 74%199%。三种土壤中，Fe2+添加和 S2添加处理中呈现出类似的趋势，均在低浓度电子供体（即 Fe2+和 S2浓度分别为 300500 molL1和 5062.5 molL1）时呈现出最高的反硝化速率，而 DNRA 速率达到峰值则需要更高浓度的电子供体（即 Fe2+和 S2浓度分别为 8001 000 molL1和 100125 molL1）。综上可知，环境因子可显著影响 NO3异化还原过程的速率及分配，其中高温、高 C/N、高浓度 Fe2+和 S2有利于更多的 NO3分配给 DNRA 过程，而高浓度 NO3会提高 NO3向反硝化过程的分
7、配。上述研究结果深化了对水稻土 NO3异化还原过程分配的认识，对于探寻潜在农学措施提高 DNRA 过程的分配比例，进而提高土壤中氮素的固持和提高稻田氮肥利用率具有重要的科学意义。关键词：水稻土；反硝化；硝酸根异化还原成铵；15N 同位素示踪；膜进样质谱仪 中图分类号：S19 文献标志码：A 1036 土 壤 学 报 60 卷 http:/ Effects of Environmental Factors on Rate and Partitioning of Dissimilatory Nitrate Reduction Processes in Paddy Soils JIN Ke1,2,3
8、,WEI Zhijun1,2,3,MA Xiaofang1,4,LI Chenglin1,2,3,SHAN Jun1,3,YAN Xiaoyuan1,3(1.State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture,Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing 210008,China;2.University of Chinese Academy of Sciences,Beijing 100049,China;3.Changshu Agro-ecologic
9、al Experimental Station,Chinese Academy of Sciences,Changshu,Jiangsu 215555,China;4.School of Environment,Nanjing University,Nanjing 210023,China)Abstract:【Objective】Denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium(DNRA)are the two competing nitrate reduction pathways that remove the
10、available nitrate,both of which are affected by inter-related environmental factors.Understanding how environmental factors regulate nitrate partitioning in these two competing processes is of great significance for the optimization of nitrogen management in paddy fields.【Method】Using 15N-tracing te
11、chnique in combination with membrane inlet mass spectrometer(MIMS),a series of laboratory incubation experiments were performed to investigate the effects of different environmental factors including temperature(5,15,20,25,and 35),pH(5,6,7,8.5,and 9.5),NO3 concentration(50,100,150,200,and 300 molL1)
12、,C/N(0,2.5,5,12,and 30),Fe2+(0,300,500,800,and 1 000 molL1),and S2(0,50,62.5,100,and 125 molL1)on denitrification and DNRA rates and their partitioning in nitrate reduction in three paddy soils(Wuchang,WC;Changshu,CS;Yaan,YA).【Result】Denitrification was the predominant pathway(87.97%91.73%),whereas
13、DNRA only contributed to 8.27%12.03%of the total dissimilatory nitrate reduction in all treatments.Denitrification and DNRA rates increased exponentially with increasing temperature,as well as the DNRA/(Denitrification+DNRA)ratio(RDNRA).The highest denitrification and DNRA rates occurred at the pH o
14、f 7 and 8.5,respectively,and RDNRA was higher in an acidic environment(6.24%15.56%)than under an alkaline environment(4.92%14.67%).The response of denitrification and DNRA rates to nitrate concentrations fitted well with the Michaelis-Menten relationship,in which the Vmax and Km of denitrification w
15、ere larger than those of DNRA.In the three paddy soils,compared with the treatment without glucose addition,denitrification rates were significantly increased by 22%35%at the C/N ratio of 2.5.Following the C/N ratio increased to 2.5,DNRA rates were enhanced by 74%199%.In terms of Fe2+and S2 addition
16、 treatments,denitrification rates were the highest in the low levels of electron donors(300500 molL1 Fe2+and 5062.5 molL1 S2),whereas more electron donors(8001 000 molL1 Fe2+and 100125 molL1 S2)were required when DNRA reached the peak rates.【Conclusion】By exerting different effects on rates of denit
17、rification and DNRA,temperature,pH,NO3,C/N ratio,Fe2+,and S2 concentration significantly changed the partitioning between denitrification and DNRA.Specifically,relatively high temperature,C/N,Fe2+,and S2 concentration favored nitrate partitioning to DNRA,while denitrification dominated the nitrate r
18、eduction process in environments with a relatively high NO3 concentration.Collectively,our results provide comprehensive information in terms of regulation of environmental factors on nitrate partitioning between DNRA and denitrification in paddy soils.This deepens our understanding of nitrate reduc
19、tion processes and provides a scientific basis for increasing nitrogen use efficiency by favoring the nitrate partitioning to DNRA in rice fields.Key words:Paddy soil;Denitrification;DNRA;15N-tracing technique;MIMS 反硝化和硝酸根异化还原成铵（Dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA）是氮素生物地球化学循环中两种重要的厌氧氮转化
20、过程1-2。其中反硝化是将硝酸根（NO3）或亚硝酸根（NO2）逐步还原为一氧化氮（NO）、氧化亚氮（N2O）和氮气（N2）的过程，而 DNRA 则是将 NO3还原为铵根（NH4+）的过程。水稻田长期淹水所形成的厌氧环境为上述两种过程提供了适宜的环境。对于稻田生态系统而言，反硝化和 DNRA 所产生的环境效应截然相反3。反硝化是稻田土壤氮素损失的最主要途径，4 期 金 科等：环境因子对水稻土硝酸根异化还原过程速率和分配的影响 1037 http:/ 不仅降低氮肥利用率和土壤肥力，还会增加温室气体 N2O 的排放，而 DNRA 通过将易淋溶的 NO3转化为更有利于土壤固持的 NH4+可以保氮，是农
21、学上所希望看到的4-5。因此，明确稻田土壤 NO3还原过程速率及其在反硝化和 DNRA 之间分配，对于探寻潜在农学调控措施提高稻田土壤保氮和减少硝态氮还原导致的负面环境效应具有重要意义。过去有关稻田土壤 NO3还原过程的研究多偏重于反硝化，对 DNRA 过程的关注相对较少6。由于DNRA 过程需要消耗更多的能量，只有在大量易氧化态有机物和强还原条件下才能进行，因此，以往研究通常认为厌氧条件下反硝化较 DNRA 更易发生7-8。但是近期很多研究表明，DNRA 过程的发生对环境条件的要求可能并不像过去认为的那样严格，在微厌氧的河口湿地生态系统中，DNRA 较反硝化更具竞争力9。近期研究显示，稻田土
22、壤 DNRA过程的发生速率介于 0.035.01 nmolg1h1，对稻田土壤 NO3还原过程的贡献最高可达 17.6%10，因此 DNRA 过程不容忽视。由于 NO3是反硝化和 DNRA 的共同底物，同一体系中二者对 NO3的竞争不可避免。此外反硝化和DNRA 均为异养微生物介导的酶促还原反应，温度和 pH 可通过影响 NO3还原微生物和酶活性进而影响这两个过程11。有机碳、Fe2+和 S2等可作为电子供体为反硝化和 DNRA 提供电子，不同电子供体的具体反应式12-13如下：5CH2O+4NO3+4H+2N2+5CO2+7H2O 2CH2O+NO3+2H+NH4+H2O+2CO2 10Fe
23、2+2NO3+24H2O 10Fe（OH）3+N2+18H+8Fe2+NO3+10H+8Fe3+NH4+3H2O 5S2+8NO3+8H+5SO42+4N2+4H2O S2+NO3+H2O+2H+NH4+SO42 理论上，还原等量的 NO3，DNRA 过程传递的电子数高于反硝化过程，因此，NO3供应有限和电子供体充足（也即高 OC/NO3）状况下，更利于 DNRA过程14。但也有研究指出，DNRA 过程速率与OC/NO3相关性不大，电子供体尤其是活性有机碳的 含量才是控制 DNRA 过程的主要因子15-16。河口湿地和海洋环境中有关 NO3还原在反硝化和 DNRA 之间分配的研究已有很多17-
24、20。如 Wang 等20对芦苇根际沉积物 NO3异化还原过程的研究发现，反硝化和 DNRA 对 NO3还原的贡献分别为 32.0%91.8%和 4.4%67.5%，DNRA 所占比例甚至与反硝化相当。Deng 等17发现，长江河口沉积物中 DNRA 占NO3还原过程的比重最高可达 45%。Rahman 等18-19发现，相较于反硝化，城市湿地沉积物体系中 DNRA的速率对温度、有机碳、NO3和 Fe2+等环境因子变化响应更敏感，其中在添加有机碳和 Fe2+的处理中，DNRA 速率的增幅要显著高于反硝化速率，即 NO3还原过程更倾向于 DNRA 发生。通过相关性分析发现，稻田土壤反硝化速率与
25、NO3、有机碳和 nosZ clade I 功能基因丰度显著正相关，而 DNRA 速率与土壤 C/N、温度、pH、Fe2+和 S2浓度显著正相关6，10，21。然而目前有关环境因子对水稻土 NO3还原过程在反硝化和 DNRA 之间分配的研究还相对较少，环境因子对 NO3的异化还原途径的调控作用仍不清楚。基于此，本研究以五常、常熟和雅安水稻土为研究对象，利用15N 同位素示踪技术和膜进样质谱仪，研究温度、pH、NO3浓度、C/N、Fe2+和 S2浓度对反硝化速率、DNRA 速率及二者在 NO3还原过程中相对贡献的影响，以期明确环境因子对 NO3异化还原过程速率和分配的调控作用，为提高稻田氮肥利用
26、率及合理制定农田土壤氮素管理措施提供科学依据。1 材料与方法 1.1 供试材料 供 试 稻 田 土 样 分 别 采 集 于 黑 龙 江 五 常（4518N，12648E）、江苏常熟（3155N，12070E）和四川雅安（3010N，10255E）。用土钻采集稻田表层 020 cm 土壤，置于装有冰袋的保温箱中并尽快带回实验室。新鲜土样在通风阴凉处略风干后过 10 目筛混匀分成两份，一份自然风干，用于土壤基本理化性质测定（表 1）；另一份置于 4 冰箱短暂保存，随后用于室内培养测定反硝化和DNRA 速率。1038 土 壤 学 报 60 卷 http:/ 表 1 三种水稻土的基本理化性质 Tabl
27、e 1 Basic physicochemical properties of the three tested paddy soils 采样点 Sample site pH 全氮 TN/（gkg1）有机碳 SOC/（gkg1）硝态氮 NO3-N/（mgkg1）铵态氮 NH4+-N/（mgkg1）黏粒含量 Clay/%粉粒含量 Silt/%砂粒含量Sand/%黑龙江五常 Wuchang，Heilongjiang 8.05 0.02a2.03 0.21a 48.09 2.73a20.3 0.43b7.78 0.22a31.0 60.2 8.8 江苏常熟 Changshu，Jiangsu 6.82
28、 0.02c1.54 0.10b 32.56 0.96b 22.6 0.58a4.00 0.42b32.0 58.0 10.0 四川雅安 Yaan，Sichuan 7.41 0.01b2.32 0.48a 33.4 3.34b14.3 1.24c3.13 0.12c52.3 42.3 5.4 注：同列不同小写字母代表三种水稻土间差异显著，P 0.05。Note：Different lowercase letters in the same column indicate significant differences（P 0.05）among different paddy soil samp
29、ling sites.1.2 实验处理 采用15N 示踪与膜进样质谱仪（Membrane Inlet Mass Spectrometer，MIMS）测定水稻土反硝化和DNRA 速率10。具体操作流程如下：称取 1.5 g 过筛鲜土与纯水按质量比 17 混合成泥浆，曝氦气0.5 h 后在厌氧氦环境中将泥浆分装入 12 mL Labco顶空瓶中，拧紧瓶盖并保证瓶中没有气泡，置于竖直旋转培养箱内室温避光预培养 7 d（消耗体系中背景的 NO3和 O2）。预培养结束加入 K15NO3（15N 丰度 99.3%）进行标记，使得体系中15N 浓度在 100 molL1（该值依据田面水和土壤背景 NO3浓度
30、而设定）。在 1、3、6 h 时间点取样并用微量进样针加入 200 L 7 molL1 ZnCl2溶液（ZnCl2通过破坏细菌细胞膜而起到灭菌作用）终止反应。温度梯度设置为 5、15、20、25 和 35，预培养结束后，在相应温度下继续培养 6 h 后加入K15NO3标记继续在该温度下培养；通过添加稀硫酸和氢氧化钠溶液将体系中 pH 调节为 5、6、7、8.5和 9.5 的目标范围，待体系 pH 稳定后进行预培养；NO3浓度梯度设为 50、100、150、200和 300 molL1；通过添加葡萄糖调节体系中碳氮比（以质量计）梯度为 control、2.5、5、12 和 30；在厌氧箱中添加硫
31、酸亚铁溶液调节体系中亚铁浓度为 0、300、500、800 和 1 000 molL1（其中 500 和 800 molL1分别对应反硝化和 DNRA反应化学式中最优化学计量比值设定）；在厌氧箱中添加硫化钠溶液调节体系中硫离子浓度为 0、50、62.5、100 和 125 molL1（其中 62.5 和 100 molL1分别对应反硝化和 DNRA 反应化学式中最优化学计量比值设定）。每个处理设置7 个重复，其中测定反硝化速率每组为 3 个重复，测定 DNRA 速率每组为 4 个重复。值得指出的是，利用基于 MIMS 的15N 同位素配对技术，在反硝化速 率 测 定 组 中，同 时 分 析 了
32、 厌 氧 氨 氧 化 过 程（anaerobic ammonium oxidation，anammox）的速率，发现三种水稻土中 anammox 速率的占比始终小于硝酸根还原过程的 0.05%，近似可以忽略，故在本文中未对 anammox 过程进行讨论和涉及。1.3 反硝化和 DNRA 过程潜势测定 培养结束后的样品以 2 000 rmin1的转速离心5 min 后，通过 MIMS 测定上清液中的30N2信号强度。反硝化速率的计算公式10如下：total30n29n3030total29302()2slopeDPFDFDPDD+DVSW反硝化1 式中，D29和 D30分别为反硝化产生的28N2
33、和29N2的量，molL1；P29和 P30分别为 MIMS 测得的系统中29N2和30N2的量，molL1；Dtotal为样品中反硝化产生的15N 量，molL1；Fn为加入的 NO3中15 NO3的比例；S反硝化表示反硝化速率，nmolg1h1；slopeDtotal为 N2浓度与培养时间回归得到的斜率，表4 期 金 科等：环境因子对水稻土硝酸根异化还原过程速率和分配的影响 1039 http:/ 示反硝化速率，molL1h1；V 表示顶空瓶容积，mL；W 表示干土质量，g。另一批样品则倒入 100 mL 广口瓶中进行充氦0.5 h，置换出样品中反硝化过程产生的28N2、29N2和30N2
34、后，重新分装到干净的 12 mL 顶空瓶中，用微量进样针加入 200 L 次溴酸钠碘溶液（将液溴与16 molL1 NaOH 溶液以 15 体积比缓慢混合，混合过程需要持续搅拌并保持溶液温度在 5 以下，混合后的溶液于 4 冰箱静置一周后取出，取上清液与 0.2%的 KI 溶液等体积混合），充分摇匀使得样品完全氧化。用离心机以 2 000 rmin1的转速离心 5 min后，利用 MIMS 测定上清液中15N（29N2+2 30N2）信号强度。DNRA 速率计算需要先绘制标准曲线：制备 0、0.5、2、4、8、10、20 molL1的15NH4Cl 溶液分装于 12 mL 顶空瓶中，用微量进样
35、针往顶空瓶中加入 200 L 次溴酸钠碘溶液将15NH4+氧化为 N2（29N2和30N2），利用 MIMS 测定溶液中15N 信号强度，得到15N 信号强度与15NH4Cl 浓度之间的对应曲线，每个浓度设置三个重复。DNRA 速率的计算公式如下：15+4NHDNRAslopeVSW 式中，SDNRA表示 DNRA 速率，nmolg1h1；15+4NHslope为15NH4+浓度与培养时间回归得到的斜率，表示产 NH4+速率，molL1h1；V 表示顶空瓶 容积，mL；W 表示干土重，g。DNRA 占 NO3异化还原的比例计算公式为：DNRADNRADNRA100+SRSS反硝化 式中，RDN
36、RA表示 DNRA 占 NO3异化还原的比例，%。1.4 数据处理 本研究中，反硝化和 DNRA 速率均为三个重复的算术平均值。不同实验处理间的差异，使用IBM SPSS 21.0 统计软件进行单因素方差分析进行检验（Duncan 检验，显著性水平为 P 0.05）。采用 Sigma Plot 14.0软件的回归函数分别对温度影响实验和 NO3影响实验进行指数拟合和米氏方程曲线拟合。利用 Origin 2021 和 Sigma Plot 14.0 软件进行制图。2 结 果 2.1 不同温度和 pH 下水稻土 NO3异化还原过程速率及分配 在 5、15、20、25 和 35 处理下，五常、常熟和
37、雅安水稻土的反硝化速率分别为15.4240.39、18.36114.07 和 13.5967.84 nmolg1h1；DNRA速率分别为 1.5311.03、1.7920.65 和 1.24 9.57 nmolg1h1（图 1）。三种水稻土反硝化和DNRA 速率对温度变化响应趋势基本相似，均随着 注：WC：五常；CS：常熟；YA：雅安。下同。Note：In the legend，WC，CS and YA represent Wuchang，Changshu and Yaan paddy soils，respectively.Similarly hereafter for WC，CS，and Y
38、A in the following figures.图 1 温度对三种水稻土反硝化、DNRA 速率和 RDNRA的影响 Fig.1 Effects of temperature on denitrification rate，DNRA rate and RDNRA of three paddy soils 1040 土 壤 学 报 60 卷 http:/ 温度的升高呈指数上升（P 0.05），五常、常熟和雅 安 水 稻 土 反 硝 化 速 率 拟 合 函 数 分 别 为 y=13.46e0.03x（R2=0.99）、y=17.69e0.06x（R2=0.89）和 y=10.96e0.06x（
39、R2=0.97），DNRA 速率拟合函数分别为 y=1.21e0.07x（R2=0.97）、y=1.12e0.09x（R2=0.96）和 y=0.71e0.08x（R2=0.90）。通过计算得出五常、常熟和雅安反硝化速率的 Q10（即温度每升高10 反应速率增加的倍数）分别为 1.38、1.99 和1.73；三种水稻土 DNRA 速率的 Q10分别为 1.93、2.45 和 2.38。其中，同一土壤中，反硝化的 Q10小于 DNRA 的 Q10。在 35 处理中，五常、常熟和雅安水稻土 RDNRA最高分别为 21.45%、15.33%和12.37%（图 1c）。通过土壤 pH 的调节发现，三种
40、水稻土反硝化和 DNRA 速率均随着 pH 升高呈现先升高后下降的趋势。不同土壤反硝化和 DNRA 的最适 pH 略有不同，五常水稻土反硝化和 DNRA 以及常熟水稻土DNRA 最适 pH 为 7，而常熟水稻土反硝化以及雅安水稻土反硝化和 DNRA 最适 pH 为 8.5。五常、常熟和雅安水稻土反硝化速率分别为 23.6540.82、14.5343.81 和 28.7243.89 nmolg1h1；DNRA速率分别为 3.036.96、0.972.95 和 4.467.55 nmolg1h1（图 2），相对于酸性环境，三种水稻土的反硝化和 DNRA 速率在碱性环境中更高。五常、常 熟 和 雅
41、安 水 稻 土 的 RDNRA分 别 为 11.37%15.45%、4.91%9.71%和 11.95%15.56%（图 2c），总体而言相对于碱性环境，酸性环境下 DNRA 在NO3异化还原的占比更高。注：不同小写字母代表不同 pH 处理之间差异显著，P 0.05。Note：In each soil，different lowercase letters above the bars indicate significant differences（P 0.05）among different pH treatments.图 2 pH 对三种水稻土反硝化、DNRA 速率和 RDNRA的影响
42、Fig.2 Effects of pH on denitrification rate，DNRA rate and RDNRA of three paddy soils 2.2 不同 NO3浓度和 C/N 下水稻土 NO3异化还原过程速率及分配 在体系 NO3为 50、100、150、200 和 300 molL1中，五常、常熟和雅安水稻土的反硝化速率分别为20.7095.43、72.51143.72 和 12.9597.07 nmolg1h1；DNRA 速率分别为 1.988.23、6.6214.57 和 0.5014.66 nmolg1h1（图 3）。三种水稻土的反硝化和 DNRA 速率对
43、 NO3浓度变化的响应趋势基本相似，均可与 NO3浓度拟合为米氏方程。五常、常熟和雅安水稻土的反硝化速率拟合函数分别为 y=55.40+185.39x/（72.20+x）（R2=0.98）、y=151.61x/（41.09+x）（R2=0.67）和 y=45.06+211.03x/（135.44+x）（R2=0.98），DNRA 速率拟合函数分别为 y=5.91+15.57x/（46.56+x）（R2=0.89）、y=11.40 x/（14.05+x）（R2=0.78）和 y=19.53+40.11x/（51.14+x）（R2=0.98）。五常、常熟和雅安水稻土反硝化最大反应速率（Vmax）分
44、别为129.99、151.61 和 165.97 nmolg1h1；DNRA 的 Vmax分别为 9.66、11.40 和 20.58 nmolg1h1，三种水稻土反硝化的 Vmax均大于 DNRA 的 Vmax。反硝化米氏常数（Km）分别为 72.20、41.09 和 135.44 molL1；DNRA 的 Km分别为 46.56、14.05 和 51.14 molL1，三种水稻土反硝化的 Km大于 DNRA 的 Km。五常、常熟和雅安水稻土的 RDNRA分别为 6.79%9.99%、4 期 金 科等：环境因子对水稻土硝酸根异化还原过程速率和分配的影响 1041 http:/ 注：不同小写字
45、母代表不同 NO3浓度处理之间差异显著，P 0.05。Note：In each soil，different lowercase letters above the bars indicate significant differences（P 2.5时，DNRA 速率分别最高提高了 73.69%、198.98%和 185.55%。进一步计算 DNRA 占比发现，五常、常熟和雅安水稻土的 RDNRA分别为 8.98%12.63%、6.01%19.43%和 11.40%25.91%，且总体上，RDNRA随着 C/N 的升高呈现上升趋势，表明高 C/N更有利提高 DNRA 占 NO3异化还原的比例
46、（图 4c）。2.3 不同Fe2+和S2浓度下水稻土NO3异化还原速率及分配 在添加 FeSO4调节体系 Fe2+浓度为 0、300、500、800 和 1 000 molL1处理中，Fe2+浓度的升高显著提高了三种水稻土反硝化和 DNRA速率，其中五常、注：不同小写字母代表不同 C/N 处理之间差异显著，P 0.05。Note：In each soil，different lowercase letters above the bars indicate significant differences（P 0.05）among different C/N treatments.图 4 C/N
47、 对三种水稻土反硝化、DNRA 速率和 RDNRA的影响 Fig.4 Effects of C/N on denitrification rate，DNRA rate and RDNRA of three paddy soils 1042 土 壤 学 报 60 卷 http:/ 常熟和雅安水稻土反硝化速率分别最高提高了40.69%、27.43%和 23.63%；DNRA 速率分别最高提高了 52.92%、105.14%和 90.27%（图 5），表明相对于反硝化而言，DNRA 反应对 Fe2+浓度变化响应更敏感。在 Fe2+浓度为 300 molL1时，雅安水稻土的反硝化速率最高为 52.01
48、 nmolg1h1，而五常和常熟水稻土的反硝化速率在Fe2+浓度为500 molL1时最高分别为 70.22 和 138.13 nmolg1h1，五常和常熟水稻土的 DNRA 速率在 Fe2+浓度为 800 molL1时最高分别为 8.46 和 10.31 nmolg1h1，且 RDNRA分别为 12.81%和 9.01%，雅安水稻土的 DNRA 速率在 Fe2+浓度为 1 000 molL1时达到最高，为10.95 nmolg1h1，且 RDNRA最高，为 20.48%。高浓度的 Fe2+对水稻土反硝化和 DNRA 速率存在抑制作用，且对不同水稻土的影响存在差异。添加外源 S2后显著提高了五
49、常、常熟和雅安水稻土反硝化和 DNRA 速率，但对两个过程的促进存在差异，S2浓度为 50 molL1时，五常和常熟水稻土的反硝化速率最高分别为 69.47 和 164.40 nmolg1h1；S2浓度为 62.5 molL1时，雅安水稻土的反硝化速率最高为 58.28 nmolg1h1，随着 S2浓度升高，三种水稻土反硝化速率被显著抑制（图 6）。在 S2浓度为100 molL1时，五常和雅安水稻土的 DNRA 速率最高分别为 9.34 和 9.60 nmolg1h1，且 RDNRA最高分别 注：不同小写字母代表不同 Fe2+浓度处理之间差异显著，P 0.05。Note：In each so
50、il，different lowercase letters above the bars indicate significant differences（P 0.05）among different Fe2+concentration treatments.图 5 Fe2+浓度对三种水稻土反硝化、DNRA 速率和 RDNRA的影响 Fig.5 Effects of Fe2+concentration on denitrification rate，DNRA rate and RDNRA of three paddy soils 注：不同小写字母代表不同 S2浓度处理之间差异显著，P 0.0