饒旭東，謝 晴，薛夢(mèng)琪，周 聰，張耀鴻

（南京信息工程大學(xué)，氣象災(zāi)害預(yù)報(bào)預(yù)警與評(píng)估協(xié)同創(chuàng)新中心/江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210044）

N2O是僅次于CO2和CH4的第三大溫室氣體，其百年尺度上的增溫潛勢(shì)約為CO2的298倍［1］，對(duì)溫室效應(yīng)的貢獻(xiàn)約為6%［2］，對(duì)全球氣候變化產(chǎn)生重要影響。農(nóng)業(yè)土壤是最重要的N2O來源；研究發(fā)現(xiàn)，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)排放的N2O占人類活動(dòng)總排放量的52%［3］。然而，排放到大氣中的N2O氣體是土壤N2O產(chǎn)生與消耗過程的綜合結(jié)果。目前，絕大多數(shù)研究主要關(guān)注于不同土壤中N2O的凈排放通量，而忽略了N2O凈消耗量的潛力。事實(shí)上，土壤不僅可以是大氣N2O的源，也可以消耗大氣N2O，成為大氣N2O的匯。土壤中N2O的消耗過程包括N2O在土壤剖面內(nèi)擴(kuò)散傳輸中被截留的物理過程以及微生物參與的生化代謝過程。其前者受到土壤結(jié)構(gòu)、土壤水氣狀態(tài)等物理特性的影響。后者是指含有氧化亞氮還原酶基因（nosZ）的微生物將N2O還原為N2的過程，是土壤N2O消耗的唯一生物途徑。土壤類型、含水量、土壤發(fā)育程度、有機(jī)碳含量、農(nóng)作物生長等對(duì)這類土壤微生物具有深刻的影響效應(yīng)，進(jìn)而對(duì)土壤N2O的消耗潛力也會(huì)產(chǎn)生重要的影響。例如，研究發(fā)現(xiàn)不同類型土壤N2O的消減潛力差別很大，其中紅壤對(duì)N2O的消耗速率高達(dá)3.7 mg·kg-1·h-1［4］。淹水或厭氧的環(huán)境有利于土壤N2O的吸收，水稻田土壤具有很強(qiáng)的N2O消耗能力［5］。然而，不同發(fā)育程度的濕地土壤N2O消耗潛力及影響要素還缺乏深入了解。

隨著我國區(qū)域經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，對(duì)土地的需求越來越迫切，灘涂圍墾改農(nóng)田成為解決土地問題的有效途徑［6］。崇明島東灘是中國長江口規(guī)模最大、發(fā)育最完善的河口型灘涂濕地，在中華人民共和國成立后經(jīng)歷過多次大規(guī)模的圍墾造田工程［7］。圍墾后的濕地不再受潮汐影響，隨后的農(nóng)作物種植、翻耕、施肥等農(nóng)業(yè)管理措施，形成了一系列不同熟土化進(jìn)程的圍墾區(qū)濕地。不同圍墾年代的濕地土壤，代表了土壤發(fā)育的不同時(shí)期。其土壤母質(zhì)本底相對(duì)一致、具有完善的年代發(fā)育序列，其土壤發(fā)育的空間變化可以反映時(shí)間尺度上的變化。許多研究發(fā)現(xiàn)，隨著圍墾年限增加、熟土化進(jìn)程的推進(jìn)，濕地土壤的鹽分含量下降、pH值降低、SO42-濃度減小、有機(jī)碳含量增加，表現(xiàn)為土壤綜合肥力增加、可耕性增強(qiáng)［8-10］。在土壤氮轉(zhuǎn)化方面，李玲等［11］發(fā)現(xiàn)，閩江河口濕地圍墾后表層沉積物N2O的產(chǎn)生潛力沒有發(fā)生明顯變化。李小飛等［12］認(rèn)為，崇明東灘濕地中低潮灘土壤的硝酸鹽還原潛力較高，可能與土壤可溶性有機(jī)碳密切相關(guān)。林黎等［13］則發(fā)現(xiàn)，河口濕地圍墾后土壤理化性質(zhì)的變化強(qiáng)烈影響著土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)和數(shù)量。郭俊麗［14］發(fā)現(xiàn)，外源N2O添加可使不同母質(zhì)土壤的N2O消耗速率提高，顯著提高N2排放量。那么，在濱海灘涂圍墾改稻田這一熟土化過程中，不同發(fā)育進(jìn)程的濕地土壤N2O消耗潛力如何變化？以及化學(xué)氮肥施用對(duì)其有何影響？這些科學(xué)問題的探索對(duì)于深入了解農(nóng)田土壤N2O消耗潛力的演替特征至關(guān)重要。

基于此，本研究以長江口崇明島東灘自然濕地和圍墾后的稻田土壤為研究對(duì)象，以空間代替時(shí)間的方法，研究外源氮對(duì)不同圍墾年限土壤N2O還原過程的影響，闡明土壤發(fā)育進(jìn)程對(duì)濕地土壤N2O消耗潛力的影響特征，為我國農(nóng)田溫室氣體減排提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土壤樣品采集

供試土壤采自上海市崇明島東灘濕地和圍墾區(qū)稻田（31°27′～31°51′N，121°09′～121°54′E），該地區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，年均氣溫為15.3℃，年均降水量為1003.7 mm。本研究選取東灘濕地保護(hù)區(qū)的高灘位蘆葦濕地，作為圍墾0年的對(duì)照樣點(diǎn)，以LW表示。根據(jù)Cui等［15］的文獻(xiàn)說明，在圍墾區(qū)內(nèi)選取圍墾19、27、51、86年的稻田土壤作為不同圍墾年限的稻田樣點(diǎn)，分別記作WK19、WK27、WK51、WK86。采樣時(shí)，在每個(gè)樣區(qū)以S形走線設(shè)置6個(gè)采樣點(diǎn)，每個(gè)點(diǎn)間隔10～15 m，然后用土鉆取0～10 cm表層鮮土，將該6個(gè)點(diǎn)的土壤均勻混合成1個(gè)混合樣本，重復(fù)3次。將土樣裝入密封袋，放入冰盒中運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，于4℃下保存。

1.2 土壤理化性質(zhì)測(cè)定

將采回的土壤樣品進(jìn)行本底理化性質(zhì)的分析測(cè)定。土壤有機(jī)碳（SOC）用濃硫酸-重鉻酸鉀消煮、硫酸亞鐵滴定法測(cè)定。土壤全氮（TN）用凱氏定氮法測(cè)定。土壤銨態(tài)氮（NH4+-N）和硝態(tài)氮（NO3--N）含量采用2 mol·L-1KCl溶液浸提后，AA3流動(dòng)分析儀測(cè)定。土壤pH以水土比2.5∶1混勻靜置后，用數(shù)字酸度計(jì)測(cè)定。土壤電導(dǎo)率（EC）以水土比5∶1浸提溶液用電導(dǎo)率儀測(cè)定。土壤硫酸根（SO42-）使用離子色譜法測(cè)定。

1.3 試驗(yàn)處理及培養(yǎng)

選取上述5種不同圍墾年限的土壤，研究4個(gè)不同形態(tài)氮添加處理下濕地土壤的N2O還原速率。外源氮添加處理分別為（1）添加NH4+-N，（2）添加NO3--N，（3）添加尿素，氮最終濃度均為5 mmol·L-1；以及不添加氮（添加去離子水）的對(duì)照處理，每個(gè)處理重復(fù)3次。采用厭氧培養(yǎng)方法分析土壤的N2O還原速率。具體步驟為：取2.00 g鮮土放入12 mL的Labco頂空瓶中，加入2 mL去離子水，抽真空-充氬氣重復(fù)進(jìn)行3次。室溫25℃避光預(yù)培養(yǎng)3 d；預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后再進(jìn)行抽真空-充氬氣操作3次，向培養(yǎng)瓶中打入2 mL N2O氣體，再加入20 μL氮溶液，使培養(yǎng)瓶中氮最終濃度為5 mmol·L-1。充分搖晃形成均勻泥漿，分別在加入底物后第0、2、4、7、14和21 d，測(cè)定培養(yǎng)瓶中的頂空N2O濃度。

1.4 土壤N2O還原速率測(cè)定

每次采氣前充分搖晃培養(yǎng)瓶，用微量采樣器采集100 μL頂空氣體轉(zhuǎn)入12 mL的Labco頂空瓶中，采集之后補(bǔ)充相同量高純氬氣以保持培養(yǎng)瓶內(nèi)氣壓的平衡。采集的氣體用氣相色譜儀（Agilent 7890B）分析N2O濃度，儀器參數(shù)為：前檢測(cè)器溫度250℃，H2、空氣和尾吹氣N2流量分別為50、450和25 mL·min-1，后檢測(cè)器溫度為250 ℃，尾吹氣氬甲烷流量為2.000 mL·min-1，柱箱溫度為50 ℃，鎳轉(zhuǎn)化爐溫度為375 ℃。土壤N2O還原速率通過分析培養(yǎng)期間瓶內(nèi)N2O濃度的變化情況進(jìn)行計(jì)算，計(jì)算公式如下：

式中：P是N2O的還原速率，μg·g-1·d-1；dc/dt為培養(yǎng)期間培養(yǎng)瓶上部氣相N2O濃度變化率，μL·L-1·d-1；V為培養(yǎng)瓶上部氣體體積，L；W為培養(yǎng)的鮮土質(zhì)量，g；MW為N2O摩爾質(zhì)量，g·mol-1；MV為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體摩爾體積，22.4 L·mol-1。

1.5 數(shù)據(jù)處理分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)用SPSS 22.0和Excel 2010進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，其中顯著性差異用單因素方差分析和LSD檢驗(yàn)；Pearson相關(guān)性分析檢驗(yàn)土壤N2O還原速率與土壤理化性質(zhì)之間的關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)變化特征

蘆葦濕地（LW）的土壤有機(jī)碳（SOC）含量為13.53 g·kg-1，圍墾稻田SOC含量范圍為9.55～18.34 g·kg-1（表1）。而 灘 涂 濕 地WK19土壤SOC含量下降明顯，比LW濕地顯著降低了29.42%（P＜0.05）；其后隨著圍墾年限增長SOC顯 著 增 加（P＜0.05），表 現(xiàn) 為WK27、WK51和WK86均顯著高于LW（P＜0.05）。濕地土壤總氮（TN）含量范圍為0.77～1.20 g·kg-1，其中LW樣點(diǎn)的土壤TN顯著高 于WK19、WK27和WK51土壤（P＜0.05），而與WK86則無顯著差異。土壤銨態(tài)氮（NH4+-N）和硝態(tài)氮（NO3--N）含量分別為5.46～23.37和8.86～18.67 mg·kg-1，WK51土壤NH4+-N和NO3--N含量均顯著高于其他樣點(diǎn)土壤（P＜0.05），而WK19土壤則顯著低于其他土壤（P＜0.05）。WK土 壤pH值 顯 著 低 于LW土 壤（P＜0.05），且隨圍墾年限增加，pH值下降。LW土壤的電導(dǎo)率（EC）為4.80 mS·cm-1，圍墾后EC顯著降低62%～85%（P＜0.05），且隨圍墾年限增加而顯著降低（P＜0.05）。WK土壤硫酸鹽（SO42-）含量范圍為196.07～328.10 mg·kg-1，且隨圍墾年限增加而降低，相對(duì)于LW土壤，WK土壤的SO42-顯著降低43%～66%（P＜0.05）。

表1 不同圍墾年限土壤理化性質(zhì)

2.2 培養(yǎng)過程中N2O濃度變化特征

高濃度的N2O底物供應(yīng)可反映出所試土壤的最大N2O還原潛力。培養(yǎng)起始各處理的頂空N2O濃度均高于850 μg·g-1（圖1）。隨著厭氧培養(yǎng)進(jìn)行N2O濃度均呈現(xiàn)明顯下降的趨勢(shì)。總體而言，在整個(gè)培養(yǎng)過程中第0～2 d N2O濃度下降最為明顯，之后第4～21 d保持較為穩(wěn)定，直至培養(yǎng)結(jié)束，說明培養(yǎng)期間的前2 d各土壤樣品表現(xiàn)出最大消耗潛力。此外，無氮對(duì)照CK處理中，第2 d后LW土壤的N2O濃度明顯低于其他4種土壤。添加NO3--N處理中，第2 d后WK19和WK27土壤的N2O濃度明顯高于其他3種土壤。

圖1 不同氮添加處理后N2O濃度隨厭氧培養(yǎng)時(shí)間的變化規(guī)律

2.3 濕地土壤的N2O還原速率

根據(jù)上述結(jié)果，選取第0～2 d的N2O濃度變化計(jì)算出濕地土壤的N2O還原潛力。發(fā)現(xiàn)CK處理及添加NH4+-N、NO3--N和尿素處理下，N2O還原速率 分 別 為18.0～36.6、11.5～39.5、15.2～59.5和17.2～38.9 μg·g-1·d-1（圖2）。無氮CK 處理下，圍墾稻田土壤N2O還原速率分別為18.0、26.0、25.3和31.2 μg·g-1·d-1，蘆葦濕地土壤N2O還原速率顯著高于圍墾稻田土壤，是圍墾稻田土壤的1.2～2.0倍（P＜0.05）。添加NH4+-N處理下，WK86土壤的N2O還原速率顯著高于其他土壤（P＜0.05），WK19土壤顯著低于LW土壤的N2O還原速率（P＜0.05），而WK27、WK51土壤與LW土壤之間沒有顯著差異。添加NO3--N處理下，LW土壤的N2O還原 速率顯著高于WK19、WK27和WK51土壤，WK86土壤的N2O還原速率比WK19土壤顯著增加了291.2%（P＜0.05）。添加尿素處理下，LW與WK51土壤的N2O還原速率分別為36.9和38.9 μg·g-1·d-1，兩者之間沒有顯著差異，但顯著高于其他3個(gè)樣地土壤（P＜0.05），而且WK86土壤的N2O還原速率最低，為17.2 μg·g-1·d-1。

圖2 氮添加處理下各土壤的N2O還原速率

對(duì)于每一個(gè)土壤而言，添加外源氮對(duì)N2O還原速率的效應(yīng)各異。WK86土壤在添加氮后變化最為明顯，其中NH4+-N和NO3--N處 理 下 的N2O還原速率相對(duì)無氮CK處理顯著升高了27%和91%，而添加尿素處理下土壤N2O還原速率顯著降低了45%（P＜0.05）。氮添加處理均增加了WK51土壤的N2O還原速率，其中以添加尿素最為顯著，提高了54.1%。相反，WK27土壤在氮添加條件下均顯著下降，其中以NO3--N效應(yīng)最為顯著。對(duì)于LW和WK19土壤而言，添加NH4+-N處理顯著抑制了LW土壤的N2O還原速率，而添加尿素處理則顯著提高了WK19土壤的N2O還原速率。

2.4 回歸分析及相關(guān)性分析

對(duì)稻田土壤的N2O還原速率與圍墾年限進(jìn)行了回歸分析（圖3）。結(jié)果表明，無氮CK處理以及添加NH4+-N、NO3--N處理下，土壤的N2O還原速率與圍墾年限呈極顯著的線性正相關(guān)（P＜0.01），表明隨著圍墾年限的增長稻田土壤的N2O還原速率持續(xù)增加。其中添加NO3--N處理的N2O還原速率年增長率最高，為0.69 μg·g-1·d-1·年-1，添加NH4+-N處理的年增長率為0.37 μg·g-1·d-1·年-1，分別比CK處理高出343%和140%。相反，添加尿素處理下稻田土壤的N2O還原速率雖隨圍墾年限增加呈下降趨勢(shì)，但未達(dá)到顯著水平。

圖3 土壤N2O還原速率與圍墾年限的關(guān)系

將稻田N2O還原速率與土壤理化性質(zhì)進(jìn)行相關(guān)性分析，結(jié)果見表2。CK、添加NH4+-N和NO3--N處理下，稻田N2O還原速率與SOC、TN均呈顯著（或極顯著）正相關(guān)。相反，CK、添加NH4+-N和NO3--N處理下，稻田N2O還原速率與土壤EC、SO42-均呈顯著（或極顯著）負(fù)相關(guān)。土壤NH4+-N含量與稻田N2O還原速率在無氮CK和NH4+-N添加條件下呈顯著正相關(guān)，土壤pH值與稻田N2O還原速率在添加NH4+-N和NO3--N條件下呈顯著負(fù)相關(guān)。值得注意的是，添加尿素條件下稻田N2O還原速率與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性均未達(dá)到顯著水平。

表2 圍墾稻田N2O還原速率與土壤理化性質(zhì)相關(guān)分析

3 討論

3.1 濱海濕地土壤理化性質(zhì)的變化特征

大規(guī)模圍墾活動(dòng)下，濱海灘涂濕地受到干擾，會(huì)深刻影響濕地土壤的理化性質(zhì)［16］。本研究中，蘆葦濕地SOC相較于圍墾19年稻田土壤高出42%。Davidson等［17］認(rèn)為由于濕地的大部分有機(jī)碳沒有被土壤固定，在向陸地性農(nóng)田轉(zhuǎn)變的過程中，好氧條件增強(qiáng)導(dǎo)致有機(jī)碳的損失。隨后由于鹽分逐漸下降開始種植農(nóng)作物、施肥和農(nóng)作物殘?jiān)约案鞴芾泶胧┦褂袡C(jī)碳開始恢復(fù)［10，18］，Mitra等［19］和Iost等［20］也有同樣的報(bào)道。本研究發(fā)現(xiàn)，圍墾86年SOC含量最高，且該稻田SOC含量超過蘆葦濕地碳水平的36%；而蘆葦濕地土壤的TN含量是圍墾稻田土壤的1.1～1.6倍，可能與蘆葦濕地表層存在豐富的固氮微生物有關(guān)［21］。土壤pH值、EC和SO42-均表現(xiàn)為蘆葦濕地顯著高于圍墾稻田，且隨圍墾年限增加而呈逐漸下降的趨勢(shì)。這與以往的研究報(bào)道一致［8-10，22］，表明圍墾后濕地土壤由海洋性特征向陸地性特征演變，將可能會(huì)對(duì)土壤N2O還原過程產(chǎn)生深刻影響。

3.2 濱海濕地土壤N2O還原潛力的特征比較

無氮添加處理下，濕地土壤的N2O還原速率反映了原狀土壤的N2O消耗潛力。本研究發(fā)現(xiàn)，在圍墾稻田中，86年稻田的N2O還原潛力最高，比19年稻田高出73.7%。相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)圍墾稻田N2O還原速率與SOC呈極顯著正相關(guān)。厭氧反硝化作用通常被認(rèn)為是調(diào)控土壤N2O消耗還原的主要過程［23］，在反硝化過程中，有效碳源的供應(yīng)能夠促進(jìn)土壤反硝化微生物的生長，從而促進(jìn)對(duì)N2O的吸收量顯著增加［24］。而且，SOC激活了微生物的呼吸作用，加快了土壤中O2的消耗，從而形成厭氧環(huán)境，促進(jìn)N2O還原成N2。此外，當(dāng)土壤中NO3--N含量很低時(shí)，N2O就可能成為反硝化作用的唯一電子受體而被還原為N2。而在圍墾86年稻田中的NO3--N含量顯著高于19年稻田，并不有利于N2O的還原過程。事實(shí)上，針對(duì)有機(jī)碳和氮素對(duì)N2O還原的綜合影響而言，有機(jī)碳與硝態(tài)氮的比值可能更好地反映出兩者對(duì)N2O還原過程的整體影響效應(yīng)。本試驗(yàn)中圍墾86年稻田的有機(jī)碳與硝態(tài)氮的比值高于圍墾19年稻田，可能是N2O還原速率存在差異的重要原因。不僅如此，土壤中SO42-作為重要的電子受體進(jìn)行SO42-還原作用，將與N2O還原過程產(chǎn)生強(qiáng)烈的競(jìng)爭(zhēng)作用［25］。而圍墾86年稻田中最低的SO42-濃度極大地降低了對(duì)N2O還原過程的底物電子競(jìng)爭(zhēng)，有利于N2O被還原為N2。

值得注意的是，本研究發(fā)現(xiàn)蘆葦濕地的N2O還原速率顯著高于圍墾稻田。這可能與蘆葦濕地處于低潮灘區(qū)域，土壤含水量較高，長期處于極度厭氧狀態(tài)有關(guān)。以往研究報(bào)道土壤處于極度缺氧的環(huán)境中，N2O還原酶活性較高，有利于N2O還原成N2［26］。而且，蘆葦濕地的pH值較高，有報(bào)道認(rèn)為偏堿性pH值較高的土壤中N2O還原酶活性較強(qiáng)，促進(jìn)N2O還原為N2［27］。此外，蘆葦生長期根系分泌到土壤中的活性有機(jī)碳可能不同于水稻根系，導(dǎo)致N2O還原微生物的活性產(chǎn)生差異。聶文婷［28］研究發(fā)現(xiàn)，添加葡萄糖和蔗糖會(huì)增加N2O的排放量，而添加檸檬酸則會(huì)降低微生物活性，使N2O排放量低于其他碳源。

在添加不同形態(tài)外源氮后，各個(gè)土壤的N2O還原潛力發(fā)生改變。其中，NO3--N對(duì)圍墾稻田N2O還原速率的促進(jìn)效應(yīng)明顯高于NH4+-N，且在圍墾86年稻田土壤中表現(xiàn)最為突出。添加NO3--N條件下，NO3--N可作為底物促進(jìn)反硝化微生物活性，包括N2O還原微生物，可進(jìn)一步促進(jìn)N2O被還原。汪方圓等［29］對(duì)本試驗(yàn)區(qū)域進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)nosZI基因是圍墾稻田土壤N2O還原過程的主要貢獻(xiàn)者；而該基因存在于典型的反硝化型微生物中。因此，添加NO3--N可促進(jìn)反硝化過程各個(gè)反應(yīng)步驟，同時(shí)也有利于nosZI基因介導(dǎo)的N2O還原過程。同時(shí)也發(fā)現(xiàn)，在圍墾19、27年稻田中添加NO3--N后，N2O還原速率均有不同程度地降低。這可能是因?yàn)樵摰咎锿寥乐杏袡C(jī)碳較低，提供的電子較少，導(dǎo)致外源NO3--N與N2O爭(zhēng)奪電子，進(jìn)而N2O還原過程被抑制。另外，NH4+-N是大多數(shù)微生物氮源吸收的偏好形態(tài)。當(dāng)土壤中添加NH4+-N時(shí)，會(huì)產(chǎn)生較強(qiáng)的微生物吸收固持作用，導(dǎo)致參與硝化和反硝化作用的底物氮素減少，這可能是導(dǎo)致添加NH4+-N對(duì)N2O促進(jìn)效應(yīng)低于NO3--N的重要原因。盡管添加NO3--N對(duì)稻田土壤N2O還原速率的正效應(yīng)最高，但它本身是陰離子，不易被土壤膠體吸附而隨水流失；NH4+-N的正效應(yīng)雖然低于NO3--N，但是容易被土壤膠體吸附，易被土壤微生物吸收利用。從氮素利用率和生態(tài)效應(yīng)兩個(gè)方面綜合比較而言，施加NH4+-N對(duì)土壤N2O還原速率的綜合效應(yīng)優(yōu)于NO3--N。需要指出的是，本試驗(yàn)采樣厭氧培養(yǎng)試驗(yàn)研究不同外源氮輸入對(duì)土壤N2O還原潛力的影響效應(yīng)，沒有對(duì)相關(guān)微生物的功能基因進(jìn)行分析。在此基礎(chǔ)上，可進(jìn)一步設(shè)置培養(yǎng)試驗(yàn)研究功能基因nosZ的不同亞群在N2O還原過程中的相對(duì)貢獻(xiàn)，揭示其微生物機(jī)制，從而建立土壤N2O還原潛力與反硝化微生物豐度和群落結(jié)構(gòu)的內(nèi)在關(guān)系。

4 結(jié)論

濱海濕地圍墾改為稻田后，顯著降低了土壤pH值、EC值和SO42-含量。無外源氮添加條件下蘆葦濕地土壤N2O還原速率顯著高于圍墾稻田土壤。添加NH4+-N和NO3--N極大提高了圍墾86年稻田土壤N2O的還原速率。

致謝：在本試驗(yàn)的野外采樣過程中，上海崇明東灘濕地自然保護(hù)區(qū)給與了大力支持和協(xié)助，在此表示衷心感謝！