顏 青， 賴睿特， 張克強， 楊涵博， 王 風(fēng)

農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所, 天津 300191

N2O作為一種重要的溫室氣體，性質(zhì)穩(wěn)定，可以長時間存在于大氣中，同時它還是氮氧化物之一，間接影響臭氧的消耗[1]. 雖然N2O對全球總輻射的貢獻率僅占6%[2]，其濃度和增長速率也都低于CO2和CH4，但N2O單位分子增溫潛力分別是CO2、CH4的296、23倍[3]，當(dāng)大氣中其濃度增加1倍時，將會導(dǎo)致全球升溫0.3 ℃[4]. 農(nóng)田土壤對全球N2O的排放具有重要貢獻，WANG等[5]發(fā)現(xiàn)，礦物氮肥的施用已經(jīng)使農(nóng)田土壤成為N2O排放的主要來源. Thomson等[6]認為，全球N2O排放總量中約有23來自土壤，土壤N2O的產(chǎn)生又主要歸因于農(nóng)業(yè)生產(chǎn). Griffis等[7]發(fā)現(xiàn)，農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中約4%的人為氮以N2O的形式返回大氣層. 土壤作為重要的N2O排放源對大氣溫室氣體濃度有不可忽視的影響，因而土壤氮素轉(zhuǎn)化產(chǎn)生N2O的作用途徑需要進一步探索. 但以往的研究主要集中在生物途徑的氮素轉(zhuǎn)化產(chǎn)生N2O，而非生物途徑對土壤氮素轉(zhuǎn)化起到的作用及其影響因素卻鮮見報道[8-9]. 近年來，越來越多的研究發(fā)現(xiàn)，除了微生物作用以及酶反應(yīng)以外，非生物學(xué)途徑對于N2O的產(chǎn)生有重要意義，如圖1所示，土壤化學(xué)反硝化作為一種非生物氮素轉(zhuǎn)化過程,與N2O的排放有著密切聯(lián)系. 關(guān)于化學(xué)反硝化過程的研究可以追溯到20世紀(jì)60年代甚至更早[8]. 研究表明，在酸性和中性條件下化學(xué)反硝化的產(chǎn)物以NO和N2O為主，堿性條件下則以N2和NH4+為主[10]；在反應(yīng)條件上，化學(xué)反硝化通常只有在低pH下才被認為是N2O的產(chǎn)生源，不過該過程N2O產(chǎn)生量比NO或N2少，也遠小于硝化或反硝化過程N2O產(chǎn)生量[11]. 不同非生物過程因作用機制的差異會導(dǎo)致其對土壤N2O產(chǎn)生的貢獻相差較大，馬蘭等[12]研究發(fā)現(xiàn)，NH2OH處理的封丘旱地潮土在培養(yǎng)7 d后，N2O累積排放量約為添加等量NO2--N處理的74倍. 與生物反硝化和硝化等途徑相比，化學(xué)反硝化N2O產(chǎn)生量通常較小，但是在酸性或酸化土壤中發(fā)生化學(xué)反硝化的可能性及其對NO和N2O排放的貢獻卻是不容忽視的[13]. 該文綜述了20世紀(jì)80年代以來土壤化學(xué)反硝化的作用機制，以及pH、反應(yīng)底物濃度、有機質(zhì)和溫度等環(huán)境要素對化學(xué)反硝化影響的研究進展，并提出下一步的重點研究方向，以期為今后抑制化學(xué)反硝化生成N2O提供參考.

圖1 非生物學(xué)途徑產(chǎn)生N2O的過程[14]Fig.1 Process of N2O production by abiotic pathways[14]

1 土壤化學(xué)反硝化的機理與途徑

雖然N2O產(chǎn)生的化學(xué)途徑已經(jīng)被發(fā)現(xiàn)近一個世紀(jì)，但其研究往往被忽視[8-9]. Clément等[15]根據(jù)氮的電子得失和反應(yīng)對象不同，將氮素化學(xué)轉(zhuǎn)化劃分為3種作用，即化學(xué)固定、化學(xué)硝化和化學(xué)反硝化. 化學(xué)反硝化是指硝化過程中產(chǎn)生的羥胺(NH2OH)和亞硝酸鹽(NO2-)進行化學(xué)分解，或者由有機物或Fe2+等物質(zhì)將土壤中的高價氮還原成低價氮的過程[8,13,16]，其產(chǎn)物主要包括NO、N2O和N2，甚至還有NH4+[8]. 目前對于化學(xué)反硝化的發(fā)生機理缺少統(tǒng)一的規(guī)定和理解，NO3-被還原、NH2OH的化學(xué)氧化和NO2-的還原均與化學(xué)反硝化密切相關(guān)，但其具體機理尚未定論. 化學(xué)反硝化主要發(fā)生在酸性或一些陰冷的森林土壤中[17]. 在反應(yīng)特點上，與生物硝化或反硝化作用相比，化學(xué)反硝化具有反應(yīng)速率快、不依賴壓力等優(yōu)勢. 此外，某些化學(xué)還原劑能夠在一定條件下通過反硝化作用獲得比生物方法更多的N2O反應(yīng)產(chǎn)物[18].

1.1 化學(xué)反硝化中N2O的產(chǎn)生機理

Bremner[11]指出，NH2OH和NO2-作為硝化作用的中間產(chǎn)物，均可以通過化學(xué)途徑產(chǎn)生N2O. NH2OH和NO2-的化學(xué)分解產(chǎn)生N2O，這也通常被認為是化學(xué)反硝化的一種特殊形式. Stüven等[19]發(fā)現(xiàn)，NH2OH既是硝化細菌細胞的選擇性抑制劑，又是還原NO2-為NO和N2O的強還原劑，但是目前對于羥胺反應(yīng)是否被歸納為化學(xué)反硝化機理尚未達成共識. 化學(xué)反硝化的另一個重要反應(yīng)底物是NO2-，王敬國[20]指出，氮素的化學(xué)轉(zhuǎn)化必須要有NO2-的積累. 由于進一步氧化受到抑制而積累的NO2-，其化學(xué)分解主要包括自分解和與氨基酸反應(yīng)兩種形式：①NO2-自分解只有在pH<5下才能進行，而且隨pH的升高而降低，自分解的產(chǎn)物主要是NO2和NO；②NO2-與a-氨基酸R-NH2反應(yīng)，產(chǎn)物為N2[21].

1.2 化學(xué)反硝化途徑

化學(xué)反硝化的作用底物NO3-、NO2-和NH2OH是土壤氮素轉(zhuǎn)化過程中的產(chǎn)物或中間產(chǎn)物，它們同樣參與生物硝化和反硝化過程. 但在化學(xué)反硝化過程中主要考慮這些物質(zhì)發(fā)生的化學(xué)反應(yīng)，主要包括NO3-、NO2-和NH2OH的化學(xué)分解. NO3-的化學(xué)分解主要由Fe2+或有機物作電子供體參與完成；NH2OH化學(xué)分解主要指其與Fe3+反應(yīng)；NO2-的化學(xué)分解包括自分解及其與Fe2+、有機物R-NH2反應(yīng)等，上述反應(yīng)途徑歸納于圖2.

圖2 土壤化學(xué)反硝化機制與轉(zhuǎn)化途徑Fig.2 Mechanism and transformation pathways of soil chemical denitrification

2 Fe對土壤化學(xué)反硝化的作用機制

圖3 Fe的pE-pH穩(wěn)定性相圖[8]Fig.3 Phase diagrams of soluble and solid forms of Fe under a range of redox potential and pH conditions[8]

自然環(huán)境中土壤Fe主要以Fe2+和Fe3+兩種價態(tài)存在，其存在形式取決于土壤pH和pE(見圖3)，當(dāng)處于Fe3+穩(wěn)定區(qū)條件時，F(xiàn)e2+將電子轉(zhuǎn)移到高價氮將其還原，同時由于失電子Fe2+被氧化為Fe3+而穩(wěn)定存在；當(dāng)處于Fe2+穩(wěn)定區(qū)條件時，F(xiàn)e3+從NH2OH得到電子還原為Fe2+穩(wěn)定存在，同時使NH2OH氧化. 邱軒等[22]發(fā)現(xiàn)，含鐵礦物可以通過電子傳遞影響微生物代謝，從而對碳和氮的轉(zhuǎn)化循環(huán)產(chǎn)生影響. 操家順等[23]在研究反硝化系統(tǒng)除磷時發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)e3+會影響細菌的酶活性. Fe元素不僅影響生物途徑中的氮素轉(zhuǎn)化，對非生物過程同樣有密切作用. Dalal等[24]發(fā)現(xiàn)了Fe對非生物過程的特殊影響，即在有機質(zhì)或Fe2+等還原劑作用下，NO2-和NO3-被還原生成N2O的非生物過程. Fe參與的化學(xué)反硝化主要體現(xiàn)在Fe2+還原NO3-和NO2-，以及Fe3+與NH2OH反應(yīng)兩個方面.

2.1 Fe2+還原高價氮

NO3-在堿性條件下可以被Fe2+還原，主要還原產(chǎn)物是NH4+；而NO2-在酸性和堿性條件下均可被Fe2+還原，主要還原產(chǎn)物有N2、N2O、NH4+等(見表1).

2.1.1NO3-的還原

Fe2+作為還原劑可以與NO3-反應(yīng). Ratering等[25]研究在水稻土中添加NO3-對剖面Fe2+和Fe3+分布特征的對照試驗中，發(fā)現(xiàn)NO3-依賴于Fe2+. Matocha等[26]發(fā)現(xiàn)，天然土壤中Fe2+在添加NO3-后立即被氧化，該現(xiàn)象表明了Fe2+與NO3-發(fā)生氧化還原反應(yīng)的可能性，Straub等[27]在純培養(yǎng)和濃縮培養(yǎng)條件下觀察到了這一過程，并以式(1)進行描述：

10Fe2+(aq)+2NO3-+24H2O→

10Fe(OH)3(s)+N2(g)+18H+

(1)

2.1.2NO2-的還原

近年來，NO2-與Fe2+相關(guān)反應(yīng)的研究逐漸深入. Samarkin等[10]發(fā)現(xiàn)，非生物N2O的產(chǎn)生是由于Fe2+氧化與NO2-還原的耦合. Cleemput等[28]也提出，NO2-可與鐵離子或有機物發(fā)生反應(yīng)，當(dāng)pH<4時Fe2+促進NO2-分解，而pH呈中性時Fe2+與NO2-的反應(yīng)速率較慢，但仍然意義重大[29-30]. 也有研究[19]認為，土壤中Fe2+和有機物質(zhì)可通過減少O2以促進NO2-轉(zhuǎn)化為N2O. Klueglein等[31]發(fā)現(xiàn)，NO2-可以與Fe2+發(fā)生快速的化學(xué)反應(yīng)，如式(2)[32]所示：

2NO2-+4Fe2++5H2O→

4FeOOH+N2O+6H+

(2)

表1 不同類型Fe2+還原NO2-NO3-產(chǎn)物比較[18]

Table 1 Comparison of NO2-NO3- reduced by different forms of Fe2+[18]

表1 不同類型Fe2+還原NO2-NO3-產(chǎn)物比較[18]

還原劑氧化劑pH還原產(chǎn)物氧化產(chǎn)物催化劑Fe2+NO2-或NO3-6～10N2O、NH4+—Cu2+Fe2+NO2-7～8.5N2OFe3O4或FeOOHγ-FeOOHFe2+NO3-7～8.5NH4+Cu2+含F(xiàn)e(Ⅱ)礦物NO2-或NO3-—N2OFe3O4FeCO3NO2-5.5～7.9N2Oγ-FeOOH綠銹1)NO3-7～8.5NH4+Fe3O4FeONO3-5.45～7.45NH4+Fe3O4

注：1) 綠銹(green rusts，GRs)是近年來最新研究的一類含有Fe的不穩(wěn)定化合物.

NO2-除與Fe2+發(fā)生氧化還原反應(yīng)以外，其自分解產(chǎn)生N2O的過程也與Fe有關(guān). Hecke等[33]發(fā)現(xiàn)，底層土壤中的Fe2+和Cu+能促進NO2-的化學(xué)分解. 隨pH的降低，HNO2分解加速，氣體產(chǎn)物NO2和NO因活性極強，可以快速將Fe2+氧化為Fe3+[34]，產(chǎn)生的HNO進一步分解后，以N2O為N的最終形態(tài)，如式(3)～(7)所示：

NO2-+H+→HNO2

(3)

2HNO2→NO2+NO+H2O

(4)

NO2+2Fe2++2H+→2Fe3++NO+H2O

(5)

NO+Fe2++H+→Fe3++HNO

(6)

2HNO→N2O+H2O

(7)

2.2 Fe與羥胺的反應(yīng)

NH2OH能夠與土壤中Fe3+或Mn4+進行化學(xué)反應(yīng)并產(chǎn)生N2O[9,35-36]. 影響Fe與NH2OH反應(yīng)的主要因素有C/N、溫度、反應(yīng)物濃度、pH等. Heil等[37]發(fā)現(xiàn)，土壤C/N可以影響NH2OH反應(yīng)生成N2O，并得到在相同NH2OH用量下C/N越低、生成的N2O越多的結(jié)論. Zhu-Barker等[9]發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)e3+氧化NH2OH的速率隨溫度的升高而增加. 酸性條件下，當(dāng)Fe3+濃度高于NH2OH濃度時，二者反應(yīng)的主要產(chǎn)物是N2O[38]，F(xiàn)e3+濃度低于NH2OH濃度時的主要產(chǎn)物是N2[39]. 馬蘭等[12]也發(fā)現(xiàn)，NH2OH在酸性條件下比在堿性條件下更穩(wěn)定，pH<5.95雖然不利于N2O的產(chǎn)生，但該條件下N2O為主要氣態(tài)產(chǎn)物[19].

3 NH4+和有機物參與的化學(xué)反硝化

3.1 NH4+

在光照或高溫高壓環(huán)境中，NO3-在堿性條件下可以與NH3發(fā)生反應(yīng)，在酸性條件下可以與NH4+發(fā)生反應(yīng)，產(chǎn)物是N2、NO或N2O. 吳德禮等[18]發(fā)現(xiàn)，當(dāng)存在Cl-時，HNO3與H+反應(yīng)的產(chǎn)物NO2+會與Cl-合成NO2Cl，NO2Cl若與NH4+反應(yīng)則生成N2O，若與NH3反應(yīng)則生成N2. 由于酸性條件下有更多的NH4+，因此得出N2ON2(二者物質(zhì)的量的比)隨酸度的增加而增大的結(jié)論，反應(yīng)過程如式(8)～(14)[18]所示：

NO2Cl的生成：

HNO3+H+→H2NO3+→NO2++H2O

(8)

Cl-+NO2+→NO2Cl

(9)

NO2Cl與NH4+反應(yīng)：

NO2Cl+NH4+→{O2N-NH3}++H++Cl-(10)

{O2N-NH3}+→N2O+H3O+

(11)

NO2Cl與NH3反應(yīng)：

3NO2Cl+3NH3→3NH2Cl+3NO2-+3H+(12)

3NH2Cl→N2+NH4++3Cl-+2H+

(13)

3NO2-+3NH4+→3N2+6H2O

(14)

3.2 有機物

NO2-可以與土壤中的腐殖酸、黃腐酸、木質(zhì)素結(jié)構(gòu)單元和酚類化合物反應(yīng)生成N2、N2O和CH3ONO[40]以及NO[41-42]，且隨溫度升高[9]、pH降低或有機物質(zhì)增加[41]，反應(yīng)速率顯著增加. Davidson等[43]提出土壤“鐵輪假設(shè)”，認為有機質(zhì)還原Fe3+為Fe2+后，可還原NO3-為NO2-，NO2-進而與酚類化合物反應(yīng)形成硝基和亞硝基酚，從而固定土壤中的NO3-. 王敬國[20]將有機質(zhì)與NO2-反應(yīng)的過程歸納為式(15)：

NO2-+有機質(zhì)→硝基苯酚類→醌肟化合物→

N2、N2O、NO和NO2等

(15)

4 化學(xué)反硝化的主要影響因素

4.1 土壤pH

化學(xué)反硝化在較高的pH下反應(yīng)更徹底，氣體產(chǎn)物傾向于以N2形式排放，且pH對于NH2OH和NO2-非生物轉(zhuǎn)化的影響趨勢截然相反.

在微生物活性較低或滅菌條件下化學(xué)反硝化起主導(dǎo)作用，該條件下較高的pH有利于促進化學(xué)反硝化，因為化學(xué)反硝化是產(chǎn)H+的過程，較低的pH會抑制反應(yīng)的正向進行[44]，堿性環(huán)境更利于化學(xué)反硝化進行，而且使高價態(tài)無機氮更傾向于最終轉(zhuǎn)化成N2. Buresh等[30]在不同pH下研究NO3-與Fe2+的氧化還原反應(yīng)時發(fā)現(xiàn)，NO3-的還原速率和氣體產(chǎn)物均隨pH的升高而逐漸增加. pH也是土壤NH2OH和NO2--N非生物過程產(chǎn)生N2O的關(guān)鍵影響因子，添加NH2OH處理中非生物過程產(chǎn)生的N2O占排放總量的比例與土壤pH呈顯著正相關(guān)，添加NO2--N處理中二者則呈顯著負相關(guān)，說明NO2--N在酸性土壤中可能主要通過非生物過程產(chǎn)生N2O[45]，而在堿性土壤中主要通過生物過程；NH2OH則與之相反[12].

土壤N2O排放量與pH呈負相關(guān)，且pH會影響氣體產(chǎn)物比例. 低pH下，盡管反硝化活性低，但N2O的釋放比例較高. 在pH為3.87的酸性土壤中，N2O成為反硝化的唯一終產(chǎn)物[20]. pH通過改變產(chǎn)物轉(zhuǎn)化速率而影響化學(xué)反硝化氣體產(chǎn)物的比例，在酸性條件下主要氣體產(chǎn)物是NO和N2O，而在堿性條件下主要氣體產(chǎn)物是N2. 酸性土壤中NON2O(二者物質(zhì)的量的比，下同)較高，是因為低pH下NO向N2O、N2O向N2的轉(zhuǎn)化速率均顯著低于高pH條件下，因而隨著pH的降低，NON2O與N2ON2逐漸增大[46](見圖4).

圖4 土壤pH與NON2O、N2ON2的關(guān)系[18,47]Fig.4 Relationship between soil pH, NON2O and N2ON2[18,47]

4.2 反應(yīng)底物濃度

化學(xué)反硝化的反應(yīng)底物主要包括NO3-和NO2-形態(tài)的高價氮，化學(xué)反硝化反應(yīng)速率和氣體產(chǎn)物NO、N2O的產(chǎn)生量均與初始底物濃度呈正相關(guān). Kampschreur等[48]發(fā)現(xiàn)，NO2-的增加可以提高化學(xué)反硝化過程中NO和N2O的產(chǎn)生量. 另外，反應(yīng)底物濃度也會影響化學(xué)反硝化的氣體產(chǎn)物比. Samarkin等[10]在研究南極維多利亞南部的高鹽湖DJP(Don Juan Pond)土壤時發(fā)現(xiàn)，DJP鹽水中含有較高濃度的NO3-、NO2-和NH4+，而且其周圍的石質(zhì)耕層土壤來源于富Fe(Ⅱ)-富鐵白云石的風(fēng)化作用，試驗證明，NO3-、NO2-濃度高的鹵水與土壤中含鐵礦物的反應(yīng)是產(chǎn)生N2O的主要原因，而且N2O生成速率與初始反應(yīng)底物濃度成正比.

底物濃度較高會促進化學(xué)反硝化產(chǎn)生NO、N2O的現(xiàn)象可能歸因于pH. 胡波等[49]在研究氮沉降對酸雨區(qū)森林土壤影響時發(fā)現(xiàn)，氮沉降量的增加會降低土壤pH. 土壤中高價氮主要源于氮肥，氮肥的大量施用使大氣氮素沉降呈迅猛增加的趨勢，一旦進入土壤會引起pH降低，酸性條件下化學(xué)反硝化氣體產(chǎn)物以NO、N2O為主，表現(xiàn)為促進NO、N2O的排放.

底物濃度在一定范圍內(nèi)會促進N2O生成，超過該范圍則會出現(xiàn)抑制. 如陳思等[50]在研究黑土與潮土?xí)r發(fā)現(xiàn)，當(dāng)添加低濃度(200 mgkg)硝態(tài)氮時，與對照組相比，N2O排放通量分別增加了849%和676%；添加高濃度(500 mgkg)硝態(tài)氮時，N2O排放通量則受到顯著抑制. 但是對于化學(xué)反硝化受底物濃度影響的濃度極限以及是否出現(xiàn)抑制現(xiàn)象等問題仍然有待進一步探究.

4.3 有機質(zhì)

有機質(zhì)的存在有利于化學(xué)反硝化發(fā)生，土壤中有機質(zhì)通過其還原性反應(yīng)和自身分解影響化學(xué)反硝化：①有機質(zhì)直接參與化學(xué)反硝化反應(yīng). Verhaegen等[51]發(fā)現(xiàn)，NO2-與土壤有機質(zhì)反應(yīng)生成有機氮化合物； Cleemput等[29]發(fā)現(xiàn)，NO2-可與土壤腐殖質(zhì)中的酚類物質(zhì)反應(yīng)生成有機氮亞硝基化合物，且隨著有機質(zhì)含量和土壤酸度的增加而增加. ②有機物自身發(fā)生分解和電離，使pH-pE環(huán)境改變，從而間接影響化學(xué)反硝化過程[8]. CN作為土壤有機質(zhì)質(zhì)量的指標(biāo)，是評價NH2OH氧化生成N2O的預(yù)測指標(biāo)，而Heil等[37]在研究NH2OH的化學(xué)氧化時發(fā)現(xiàn)，NH2OH用量相同時，較低的CN更利于N2O的產(chǎn)生.

4.4 固相界面及金屬離子

固相界面和某些過渡金屬離子(如Cu2+)的存在可以促進化學(xué)反硝化的進行. TAI等[52]發(fā)現(xiàn)，在嚴格厭氧條件下水溶液中的NO2-與Fe2+基本不發(fā)生反應(yīng)，但在加入金屬氧化物、氫氧化物、碳酸鹽等固相物質(zhì)后，NO和N2O生成速率顯著提高. Fe3+與固相物質(zhì)表面形成的活性Fe2+的表面形態(tài)，促進了其與NO2-的反應(yīng).

某些過渡金屬離子(如Cu2+)也可以加速Fe2+與NO3-的反應(yīng)[30,33]. Buresh等[30]發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)e2+與NO3-的反應(yīng)在Cu2+的催化下能較快進行. 在沒有Cu2+等化學(xué)催化劑的情況下，F(xiàn)e2+溶液還原NO3-的速度很慢，NO3-的還原率可忽略不計[53]；而在有Cu2+存在的體系中，pH為8.0下，24 h內(nèi)有61%的硝態(tài)氮通過非生物過程被Fe2+還原成了含氮氣體產(chǎn)物[30]. Cu2+的存在除促進反應(yīng)速率外，還會影響化學(xué)反硝化產(chǎn)物分布[18,54]. Cu2+的加入會降低產(chǎn)物中N2ON2，Cu2+可能催化N2O進一步被還原為N2. Cleemput等[28]發(fā)現(xiàn)，在pH為6～8時，Cu2+對Fe2+存在下的NO2-穩(wěn)定性產(chǎn)生一定影響.

4.5 溫度

高溫不僅可以刺激非生物途徑N2O產(chǎn)生，隨著溫度的升高，其N2O產(chǎn)生速率甚至較生物過程更高[37]，同時高溫也會抑制生物途徑N2O產(chǎn)生. 雖然化學(xué)反硝化適應(yīng)的溫度范圍還沒有得到準(zhǔn)確證明，但是研究指出，50 ℃對于化學(xué)反硝化作用的意義重大，如Malhi等[55-56]認為，溫度高于50 ℃時化學(xué)反硝化可能成為主要作用過程. Heil等[37]發(fā)現(xiàn)，在滅菌土壤中，50 ℃時NH2OH非生物氧化會產(chǎn)生更多的N2O. 添加尿素的酸性土壤中N2O排放量隨溫度升高而增加，并且非生物的化學(xué)過程是土壤中N2O排放的主導(dǎo)途徑；而有機肥處理的土壤中N2O排放量隨溫度升高而降低. 在尿素處理的土壤中，N2O在40 ℃下的排放總量顯著高于在20 和30 ℃下的排放量[57].

雖然pH、底物濃度、有機質(zhì)、固相界面、Cu2+、溫度因素對土壤化學(xué)反硝化產(chǎn)生N2O的大體影響趨勢已經(jīng)明確，但是單個影響因素對N2O產(chǎn)生顯著促進或抑制作用的極值點還缺少詳細研究，多種影響因素的影響強弱程度和交互作用對土壤化學(xué)反硝化產(chǎn)生N2O的研究也不足，可以考慮利用控制變量法、相關(guān)性分析等方法進行下一步研究.

5 結(jié)論

a) 在土壤酸性較強或其他不利于微生物和酶活性的環(huán)境中，化學(xué)反硝化可能占據(jù)重要地位，其作用途徑主要包括NO3-、NO2-和NH2OH的化學(xué)分解.

b) 不同形態(tài)Fe參與化學(xué)反硝化生成N2O的途徑不同，主要包括Fe2+還原NO2-和NO3-，F(xiàn)e3+氧化NH2OH.

c) 化學(xué)反硝化主要受pH、底物濃度、有機質(zhì)、固相界面、Cu2+、溫度等因素的影響. 較高的pH更有利于化學(xué)反硝化的發(fā)生，但不利于N2O的排放；底物濃度越高，化學(xué)反硝化速率越大，氣體產(chǎn)物NO和N2O的產(chǎn)生量越大；有機質(zhì)、固相界面、Cu2+的存在有利于化學(xué)反硝化進行；溫度升高會刺激N2O非生物途徑生成，50 ℃對于化學(xué)反硝化意義特殊.

6 研究展望

a) 加強化學(xué)反硝化的作用機理方面的基礎(chǔ)性研究. 化學(xué)反硝化的邊界還沒有形成共識，有學(xué)者認為化學(xué)反硝化僅指NO3-被還原的過程，也有學(xué)者將NH2OH的化學(xué)氧化和NO2-還原都歸納為化學(xué)反硝化. 化學(xué)反硝化各途徑作用機理的發(fā)生條件及限制因素還需要進一步闡釋. 典型耕作土壤化學(xué)反硝化N2O的產(chǎn)生量基礎(chǔ)數(shù)據(jù)尚需積累，以揭示化學(xué)反硝化對于土壤N2O排放的貢獻.

b) 加強多因素綜合影響下化學(xué)反硝化強度及N2O產(chǎn)生特征方面的應(yīng)用性研究. 在已初步明確的pH、底物濃度、有機質(zhì)、固相界面、Cu2+、溫度對土壤化學(xué)反硝化N2O產(chǎn)生特征基礎(chǔ)上，進一步明確單一影響因素對N2O產(chǎn)生顯著促進或抑制作用的極限條件. 同時，著重加強土壤化學(xué)反硝化產(chǎn)生N2O的多因素綜合影響效果和交互作用.

c) 拓展與實踐化學(xué)反硝化在控制土壤N2O產(chǎn)生的現(xiàn)實作用. 在化學(xué)反硝化發(fā)生的適宜區(qū)域，特別是南方酸雨侵蝕區(qū)、高原極寒地區(qū)、森林土壤等區(qū)域，如在酸雨腐蝕地區(qū)通過人為調(diào)控來限制鐵礦物等與高價氮、羥胺的化學(xué)反應(yīng)，減緩其反應(yīng)速率或加大其反應(yīng)程度，從而達到限制N2O生成或促進N2O繼續(xù)轉(zhuǎn)化的目的.

參考文獻(References)：

[1] 戴樹桂.環(huán)境化學(xué)[M].北京:高等教育出版社,1997.

[2] 常思琦,王東啟,俞琳,等.上海城市河流溫室氣體排放特征及其影響因素[J].環(huán)境科學(xué)研究,2015,28(9):1375-1381.

CHANG Siqi,WANG Dongqi,YU Lin,etal.Greenhouse gas emission characteristics from urban rivers in Shanghai[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(9):1375-1381.

[3] WU Dong,WANG Chao,DOLFING J,etal.Short tests to couple N2O emission mitigation and nitrogen removal strategies for landfill leachate recirculation[J].Science of the Total Environment,2015,512513(15):19-25.

2017年，藥品加成全部取消后，上海十院通過醫(yī)療服務(wù)項目價格調(diào)整的補償率為99%，基本能夠?qū)崿F(xiàn)足額彌補。如考慮到醫(yī)療器械價格調(diào)整，實際補償率為68%。受此影響，骨科、心臟外科、普外科等手術(shù)科室，由于業(yè)務(wù)特性對材料的依存度較高，在取消藥品加成和醫(yī)療器械價格的調(diào)整后平均補償率僅為47%。

[4] 徐文彬.概論N2O大氣濃度演變及其大氣化學(xué)[J].地質(zhì)地球化學(xué),1999,27(3):74-80.

XU Wenbin.Variations in atmospheric concentration of N2O and its atmospheric chemistry[J].Geology-Geochemistry,1999,27(3):74-80.

[5] WANG Cheng,LU Haohao,DONG Da,etal.Insight into the effects of biochar on manure composting:evidence supporting the relationship between N2O emission and denitrifying community[J].Environmental Science & Technology,2013,47(13):7341-7349.

[6] THOMSON A J,GIANNOPOULOS G,PRETTY J,etal.Biological sources and sinks of nitrous oxide and strategies to mitigate emissions[J].Philosophical Transactions of the Royal Society B:Biological Sciences,2012,367(1593):1157-1168.

[7] GRIFFIS T J,LEE X,BAKER J M,etal.Reconciling the differences between top-down and bottom-up estimates of nitrous oxide emissions for the U. S. Corn Belt[J].Global Biogeochemical Cycles,2013,27(3):746-754.

[8] 王婭靜,劉晶,郭景恒.鐵作用下土壤氮素化學(xué)轉(zhuǎn)化過程的研究進展[J].中國農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報,2014,19(2):95-99.

WANG Yajing,LIU Jing,GUO Jingheng.Chemical transformation of soil nitrogen under the influence of iron:a review[J].Journal of China Agricultural University,2014,19(2):95-99.

[9] ZHU-BARKER X,CAVAZOS A R,OSTROM N E,etal.The importance of abiotic reactions for nitrous oxide production[J].Biogeochemistry,2015,126(3):251-267.

[10] SAMARKIN V A,MADIGAN M T,BOWLES M W,etal.Abiotic nitrous oxide emission from the hypersaline Don Juan Pond in Antarctica[J].Nature Geoscience,2010,3(5):341-344.

[11] BREMNER J M.Sources of nitrous oxide in soils[J].Nutrient Cycling in Agroecosystems,1997,49(1):7-16.

[12] 馬蘭,李曉波,李博倫,等.土壤中羥胺和亞硝態(tài)氮非生物過程對N2O排放的貢獻[J].土壤學(xué)報,2016,53(5):1181-1190.

MA Lan,LI Xiaobo,LI Bolun,etal.Contributions of abiotic processes driven by hydroxylamine and nitrite to N2O emission in six different types of soils in China[J].Acta Pedologica Sinica,2016,53(5):1181-1190.

[13] 蔡延江,丁維新,項劍.土壤N2O和NO產(chǎn)生機制研究進展[J].土壤,2012,44(5):712-718.

CAI Yanjiang,DING Weixin,XIANG Jian.Mechanisms of nitrous oxide and nitric oxide production in soils:a review[J].Soils,2012,44(5):712-718.

[14] 曹文超.設(shè)施菜田土壤硝化、反硝化N2O產(chǎn)生特征及影響因素[D].北京:中國農(nóng)業(yè)大學(xué),2017.

[15] CLéMENT J,SHRESTHA J,EHRENFELD J G,etal.Ammonium oxidation coupled to dissimilatory reduction of iron under anoxic conditions in wetland soils[J].Soil Biology and Biochemistry,2005,37(12):2323-2328.

[16] 黃樹輝,呂軍.農(nóng)田土壤N2O排放研究進展[J].土壤通報,2004,35(4):516-522.

HUANG Shuhui,LU Jun.Research progress in nitrous oxide emissions from agricultural soil[J].Chinese Journal of Soil Science,2004,35(4):516-522.

[17] 梁東麗.黃土性土壤氮素氧化亞氮氣態(tài)損失及其影響因素的研究[D].楊凌:西北農(nóng)林科技大學(xué),2003.

[18] 吳德禮,傅旻瑜,馬魯銘.生物及化學(xué)反硝化過程中N2O的產(chǎn)生與控制[J].化學(xué)進展,2012,24(10):2054-2061.

WU Deli,FU Minyu,MA Luming.Nitrous oxide emission and control in biological and chemical denitrification[J].Progress in Chemistry,2012,24(10):2054-2061.

[19] STüVEN R,VOLLMER M,BOCK E.The impact of organic matter on nitric oxide formation byNitrosomonaseuropaea[J].Archives of Microbiology,1992,158(6):439-443.

[20] 王敬國.土壤氮素的轉(zhuǎn)化過程中溫室效應(yīng)氣體的釋放和吸收[J].環(huán)境科學(xué)研究,1993,6(5):47-51.

WANG Jingguo.Biological production and fluxes of N2O and NO in soils[J].Research of Environmental Sciences,1993,6(5):47-51.

[21] 鐘玲玲.關(guān)于土壤中氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究[J].北方環(huán)境,2002(3):50-53.

[22] 邱軒,石良.微生物和含鐵礦物之間的電子交換[J].化學(xué)學(xué)報,2017,75(6):583-593.

QIU Xuan,SHI Liang.Electrical interplay between microorganisms and iron-bearing minerals[J].Acta Chimica Sinica,2017,75(6):583-593.

[23] 操家順,謝玉潔,方芳,等.Fe3+對反硝化系統(tǒng)除磷效果及微生物產(chǎn)物的影響[J].環(huán)境科學(xué)研究,2015,28(1):125-133.

CAO Jiashun,XIE Yujie,FANG Fang,etal.Influences of Fe3+on phosphorus removal and microbial products in denitrifying phosphorus removal system[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(1):125-133.

[24] DALAL R C,WANG Weijin,ROBERTSON G P,etal.Nitrous oxide emission from Australian agricultural lands and mitigation options:a review[J].Australian Journal of Soil Research,2003,41(2):165-195.

[25] RATERING S,SCHNELL S.Nitrate-dependent iron (Ⅱ) oxidation in paddy soil[J].Environmental Microbiology,2001,3(2):100-109.

[26] MATOCHA C J,DHAKAL P,PYZOLA S M.The role of abiotic and coupled bioticabiotic mineral controlled redox processes in nitrate reduction[J].Advances in Agronomy,2012,115:181-214.

[27] STRAUB K L,BENZ M,SCHINK B,etal.Anaerobic,nitrate-dependent microbial oxidation of ferrous iron[J].Applied and Environmental Microbiology,1996,62(4):1458-1460.

[28] CLEEMPUT O V,SAMATER A H.Nitrite in soils:accumulation and role in the formation of gaseous N compounds[J].Fertilizer Research,1995,45(1):81-89.

[29] CLEEMPUT O V,BAERT L.Nitrite stability influenced by iron compounds[J].Soil Biology and Biochemistry,1983,15(2):137-140.

[30] BURESH R J,MORAGHAN J T.Chemical reduction of nitrate by ferrous iron[J].Journal of Environmental Quality,1976,5(3):320-325.

[31] KLUEGLEIN N,KAPPLER A.Abiotic oxidation of Fe(Ⅱ) by reactive nitrogen species in cultures of the nitrate-reducing Fe(Ⅱ) oxidizerAcidovoraxsp.BoFeN1-questioning the existence of enzymatic Fe(Ⅱ) oxidation[J].Geobiology,2013,11(2):180-190.

[32] 李爽,李曉敏,李芳柏.Fe(Ⅱ)對反硝化過程及其功能微生物群落的影響[J].中國環(huán)境科學(xué),2018,38(1):263-274.

LI Shuang,LI Xiaomin,LI Fangbai.Effect of Fe(Ⅱ) on denitrification and associated functional microbial communities[J].China Environmental Science,2018,38(1):263-274.

[33] HECKE K V,CLEEMPUT O V,BAERT L.Chemo-denitrification of nitrate-polluted water[J].Environmental Pollution,1990,63(3):261-274.

[34] BONNER F T,PEARSALL K A.Aqueous nitrosyliron(Ⅱ) chemistry:1.reduction of nitrite and nitric oxide by iron(Ⅱ) and (Trioxodinitrato) iron(Ⅱ) in acetate buffer.Intermediacy of nitrosyl hydride[J].Inorganic Chemistry,1982,21(5):1973-1978.

[35] SCHREIBER F,WUNDERLIN P,UDERT K M,etal.Nitric oxide and nitrous oxide turnover in natural and engineered microbial communities:biological pathways,chemical reactions,and novel technologies[J].Frontiers in Microbiology,2012,3(372):1-24.

[36] BREMNER J M,BLACKMER A M,WARING S A.Formation of nitrous oxide and dinitrogen by chemical decomposition of hydroxylamine in soils[J].Soil Biology and Biochemistry,1980,12(3):263-269.

[37] HEIL J,LIU Shurong,VEREECKEN H,etal.Abiotic nitrous oxide production from hydroxylamine in soils and their dependence on soil properties[J].Soil Biology and Biochemistry,2015,84:107-115.

[38] BRAY W C,SIMPSON M E,MACKENZIE A A.The volumetric determination of hydroxylamine[J].Journal of the American Chemical Society,1919,41(9):1363-1378.

[39] BENGTSSON G,FRONAEUS S,BENGTSSON-KLOO L.The kinetics and mechanism of oxidation of hydroxylamine by iron(Ⅲ)[J].Journal of the Chemical Society:Dalton Transactions,2002(12):2548-2552.

[40] STEVENSON F J,SWABY R J.Nitrosation of soil organic matter:I.nature of gases evolved during nitrous acid treatment of lignins and humic substances[J].Soil Science Society of America Journal,1964,28(6):773-778.

[41] BLACKMER A M,CERRATO M E.Soil properties affecting formation of nitric oxide by chemical reactions of nitrite[J].Soil Science Society of America Journal,1986,50(5):1215-1218.

[42] CHRISTIANSON C B,CHO C M.Chemical denitrification of nitrite in frozen soils[J].Soil Science Society of America Journal,1983,47(1):38-42.

[43] DAVIDSON E A,CHOROVER J,DAIL D B.A mechanism of abiotic immobilization of nitrate in forest ecosystems:the ferrous wheel hypothesis[J].Global Change Biology,2003,9(2):228-236.

[44] HANSEN H C B,GULDBERG S,ERBS M,etal.Kinetics of nitrate reduction by green rusts:effects of interlayer anion and Fe(Ⅱ):Fe(Ⅲ) ratio[J].Applied Clay Science,2001,18(1):81-91.

[45] VENTEREA R T.Nitrite-driven nitrous oxide production under aerobic soil conditions:kinetics and biochemical controls[J].Global Change Biology,2007,13(8):1798-1809.

[46] 盧晉晶.土壤pH對化學(xué)反硝化氣體產(chǎn)物及其組分比的影響[D].北京:中國農(nóng)業(yè)大學(xué),2012.

[47] 王婭靜.基于數(shù)據(jù)整合和實驗?zāi)M研究土壤pH對N2O和NO排放的影響[D].北京:中國農(nóng)業(yè)大學(xué),2018.

[48] KAMPSCHREUR M J,KLEEREBEZEM R,de Vet W W J M,etal.Reduced iron induced nitric oxide and nitrous oxide emission[J].Water Research,2011,45(18):5945-5952.

[49] 胡波,王云琦,王玉杰,等.模擬氮沉降對土壤酸化及土壤酸緩沖能力的影響[J].環(huán)境科學(xué)研究,2015,28(3):418-424.

HU Bo,WANG Yunqi,WANG Yujie,etal.Effects of simulated nitrogen deposition on soil acidification and soil buffering capacity[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(3):418-424.

[50] 陳思,張克強,麻曉越,等.外源硝態(tài)氮對典型耕作土壤凍結(jié)過程N2O排放的影響[J].環(huán)境科學(xué)研究,2014,27(6):635-641.

CHEN Si,ZHANG Keqiang,MA Xiaoyue,etal.Effects of nitrate nitrogen application on N2O emissions from three types of soil during freezing process[J].Research of Environmental Sciences,2014,27(6):635-641.

[51] VERHAEGEN K,CLEEMPUT O V,VERSTRAETE W.Nitrification mediated nitrosation of organics and effects on soil microbial biomass[J].Biological Wastes,1988,26(4):235-245.

[52] TAI Yuanliang,DEMPSEY B A.Nitrite reduction with hydrous ferric oxide and Fe(Ⅱ):stoichiometry,rate,and mechanism[J].Water Research,2009,43(2):546-552.

[53] OTTLEY C J,DAVISON W,EDMUNDS W M.Chemical catalysis of nitrate reduction by iron(Ⅱ)[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1997,61(9):1819-1828.

[54] MORAGHAN J T,BURESH R J.Chemical reduction of nitrite and nitrous oxide by ferrous iron[J].Soil Science Society of America Journal,1977,41(1):47-50.

[55] MALHI S S,MCGILL W B,NYBORG M.Nitrate losses in soils:effect of temperature,moisture and substrate concentration[J].Soil Biology and Biochemistry,1990,22(6):733-737.

[56] 呂海霞.影響土壤反硝化作用的因素[J].河南農(nóng)業(yè),2015(17):15.

[57] 徐小亞.增溫和干旱對土壤N2O排放和相關(guān)微生物的影響[D].杭州:浙江大學(xué),2017.