pH升高对红壤硝化过程产生N_2O的影响
初始pH值对废水反硝化脱氮的影响_赵梁
１． ４ 反硝化速率计算公式
２ ２］ ， ） 废水中硝态氮反硝化过程可用式 （ 表示 ： 根据文献 ［ １
－ － ＮＯ →ＮＯ →Ｎ ２． ３ －Ｎ ２ －Ｎ
－ － ／ （ ） ： 其中ｒ 和ｒ 分别为硝态氮和亚硝态氮的转化速率 ， ｍ Ｌ·ｈ ｇ ＮＯ ＮＯ ３－Ｎ ２－Ｎ
ｒ ＮＯ－ Ｎ ３
６ １ ７
Ｈ ｐ ７． ２
／ ／ （ ／ Ｏ Ｒ Ｐ ｍ ｖ Ｏ Ｃ ｍ Ｌ） Ｔ ｇ ５ ６ ８． ６
／ （ ／ ＴＮ ｍ Ｌ） ｇ ２ ２． ８
－ （ ／ ／ ｇ ２ －Ｎ
＋ （ ／ ／ ＮＨ４ ｍ Ｌ） －Ｎ ｇ
酸性条件对反硝化过程的影响主要是对乙酰辅酶和丙酮酸脱氢酶的影响导致可直接提供电子的碳源不足大大降低反硝化速率因此酸性条件下的反硝化速率普遍低于碱性条件性条件对反硝化过程的影响主要表现为对反应过程中碳酸存在形态的影响从而影响反应过程中所需要的碱度反硝化过程中能利用的碱度是hco3形态的碱度碱度越大对亚硝态氮还原酶的抑制作用越强硝态氮还原酶的抑制作用不明显
图 ２ 不同初始 ｐ Ｈ 下反硝化过程中 Ｎ 的变化规律 ｒ ｏ ｃ ｅ ｓ ｓ ｕ ｎ ｄ ｅ ｒ ｄ ｉ ｆ ｆ ｅ ｒ ｅ ｎ ｔ ｉ ｎ ｉ ｔ ｉ ａ ｌ Ｈ ｕ ｌ ｅ ｏ ｆ Ｎ ｉ ｎ ｔ ｈ ｅ ｄ ｅ ｎ ｉ ｔ ｒ ｉ ｆ ｉ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ Ｆ ｉ ． ２ Ｒ ｐ ｐ ｇ
／ ／ ， ／ 为５ 温度 偏差小于 ２ｍ ５． ５ｍ Ｌ（ Ｌ） Ｔ Ｏ Ｃ ＴＮ 为 ５∶１， ｇ ｇ ／ 用３ｍ 为３ ｏ ｌ Ｌ ＨＣ ｌ或 Ｎ ａ ＯＨ 调节初始 ｐ ５ ℃， Ｈ 分别为４、 ， 反应过程中 ｐ 误 差 小 于 ０． Ｈ 不 调 节． ５、 ６、 ７、 ８、 ９和１ ０（ １） 混匀之后按每 定时从上中下 ３ 个 取 样 口 分 别 取 样 ２ Ｌ， ０ｍ 过滤后测定各项指标 ． Ｌ 样品添加 １ 滴浓硫酸 ， １ ０ｍ １． ２ 模拟废水 实验模拟废水包括了氮源 、 磷源及少量的微量元素， 所 用药品等级为分析纯 ． 反应过程中添加一定量的 Ｎ ａ ＮＯ ３ 溶 ／ ／ 液（ 使反应器内的硝态氮质量浓度为５ １ ０ｇ Ｌ） ５ｍ Ｌ ５． ｇ （ ／ ，同 时 添 加 少 量 ＫＨ２Ｐ 偏差小于 ２ ｍ Ｏ Ｃ ａ Ｃ ｌ Ｌ） ｇ ４、 ２、 ｎ、 Ｚ ｎ、 Ｉ和 Ｂ 等微量元素 ． Ｍ Ｓ Ｏ ｇ ４ 以及 Ｍ １． ３ 分析项目与方法
硝化抑制剂和通气调节对土壤N2O 排放的影响
收稿日期:2004-11-05 修改稿收到日期:2005-03-28基金项目:中国科学院野外台站基金;中国科学院知识创新项目(K ZCX 2-4133);国家科技攻关项目(2004BA508B15)资助。
作者简介:王改玲(1971—),女,山西太原人,博士,主要从事土壤肥力与环境效应研究。
硝化抑制剂和通气调节对土壤N 2O 排放的影响王改玲1,2,郝明德1,陈德立2(1中国科学院、水利部水土保持研究所,陕西杨陵712100;2墨尔本大学粮食与土地资源学院,澳大利亚PV 3010)摘要:采用室内培养方法,研究了土壤水分含量和温度对硝化反应速度、N 2O 排放及施用硝化抑制剂(N-Serve )和土壤掺砂对N 2O 排放的影响。
结果表明,硝化反应速度随温度升高而加快,30℃时反应进行最快;水分对硝化反应速度的影响不显著。
N 2O 排放通量随温度和水分含量升高而加大,最高排放通量出现在水分含量2815%,20℃或30℃时。
30℃、低水分(1412%)时,N 2O 排放量较低,15d 累积排放量为12614mg/kg ,且主要来自硝化反应,施用N -Serve 可使总排放量减少6510%;水分含量增加到2815%,反硝化反应发生,N 2O 排放量急剧增加,15d 累积排放量达76414mg/kg ;施用砂子或N-Serve ,总排放量分别减少8219%、6211%。
因此,低水分时,施用N-Serve 可抑制硝化反应;高水分时,施用砂子或砂子与N-Serve 配合,可有效抑制N 2O 排放。
关键词:温度;水分;硝化抑制剂;通气状况;N 2O中图分类号:S15316 文献标识码:A 文章编号:1008-505X (2005)06-0032-05E ffect of nitrification inhibitor and aeration regulation on soil N 2O emissionW ANG G ai 2ling 1,2,H AO Ming 2de 1,CHE N De 2li 2(1Institute o f Soil and Water Conservation ,C AS and MWR ,Yangling ,Shannxi 712100,China ;2Faculty o f Land and Food Resources ,The Univer sity o f Melbourne ,Victoria 3010,Australia )Abstract :Laboratory incubation experiments were carried out to investigate effects of s oil m oisture and tem perature on nitrification rate and N 2O emission ,and effects of nitrification inhibitor (N-Serve )incorporated with sand on N 2O emis 2sion.The rate of nitrification was increased with the rising of s oil tem perature ,with the highest rate at 30℃;s oil m ois 2ture didn ’t affect the rate of nitrification significantly.N 2O emission is increased with the rising of s oil tem perature and m oisture.The highest N 2O emission occurred at s oil m oisture being 2815%and s oil tem perature being 20℃or 30℃.At 30℃,N 2O production was quite low under m oisture stress (1412%)with a cumulative N 2O emission being 12614mg/kg ,which was primarily from nitrification ;cumulative N 2O emission was decreased by 6510%when 80mg/kg N -Serve was added.Cumulative N 2O emission increased rapidly with the cumulative emission being 76414mg/kg when s oil m oisture increased to 2815%under which denitrification occured ;however ,it was decreased by 8219%and 6211%,respectively when mixing sand at a ratio of 1∶1or adding N -Serve.We could conclude that applying N -Serve could inhibit nitrification at low s oil m oisture ,while at the high s oil m oisture ,applying sand or combine applying sand with N -serve could inhibit N 2O emission efficiently.K ey w ords :tem perature ;s oil m oisture ;nitrification inhibitor ;aeration regulation ;N 2O emission N 2O 是一种主要的温室气体,单位分子量的N 2O 全球增温势是C O 2的296倍。
硝化反应产菌对土壤氮素转化的影响
硝化反应产菌对土壤氮素转化的影响近年来，随着人类生产生活的不断发展，氮素污染也日益严重。
然而，土壤中的氮素又是一种不可或缺的养分元素，对于农业生产和生态系统的健康运转都起着至关重要的作用。
因此，如何促进土壤氮素转化，降低氮污染程度，成为了一项重要研究课题。
而硝化反应产菌在土壤氮素转化过程中发挥着极为重要的作用。
本文将就此进行探讨。
一、硝化反应的基本概念硝化反应是指将氨氮转化为亚硝酸盐，再将亚硝酸盐进一步转化为硝酸盐的一种生物化学过程。
这一过程在土壤中由硝化细菌和亚硝化细菌两大类微生物完成，其中以硝化细菌所占比例最高。
硝化反应产生的硝酸盐可以被植物吸收利用，从而满足其生长发育需要。
二、硝化反应产菌的作用硝化反应产菌是指参与土壤中氨氮转化为硝酸盐的细菌。
在硝化反应中，硝化产菌通过氧化作用将氨氮转化为亚硝酸盐，再由亚硝化细菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。
硝化反应产菌主要有硝化单胞菌属、硝化球菌属等。
这些硝化产菌是土壤生态系统中的基础物种之一，对维持土壤氮循环具有重要作用。
三、硝化反应产菌对土壤氮素转化的影响1.促进土壤中氮素的转化硝化反应产菌通过氧化氨氮生成亚硝酸盐和硝酸盐，从而促进了土壤中氮素的转化。
硝酸盐是植物利用最为广泛的氮素形式，可被作物吸收利用。
因此，通过增加硝化产菌数量，可以提高土壤中氮素的转化率，促进植物生长。
2.防止氮素积累造成污染在土壤中，氮素在缺氧条件下易发生还原，形成氨和硫化氢等有害气体，对土壤健康和生物多样性造成威胁。
硝化反应产菌通过氧化作用，将氨氮转化为硝酸盐，从而防止了氮素在还原状态下积累。
3.调节土壤微生物群落结构硝化反应产菌在土壤氮素转化中的作用不仅仅局限于氮素转化本身。
硝化反应产菌通过调节土壤微生物群落结构，影响着土壤生态系统的健康。
在土壤的生态系统中，硝化反应产菌所处的位置和数量都有着举足轻重的作用。
适当增加硝化反应产菌数量，有利于维持土壤微生物群落的平衡。
四、总结硝化反应产菌在土壤氮素转化中扮演着至关重要的角色。
pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理的开题报告
pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理的开题报告1. 研究背景及意义土壤中的硝化作用和氨氧化微生物是氮循环中重要的环节，对土壤中的氮素转化有着重要的影响。
其中，硝化作用是将氨（NH3）氧化为硝态氮（NO3-）的过程，氨氧化是将氨氧化为亚硝酸盐（NO2-）和硝酸盐（NO3-）的过程。
这两个过程不仅影响着土壤氮素的利用和转化，还对植物的生长和土壤微生物的生态功能产生着重要的影响。
而土壤pH则是一个重要的影响因素，会影响土壤中的微生物和化学反应，进而影响土壤氮素的利用和转化。
因此，研究pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理，有助于深入了解土壤氮素循环的机理，为提高土壤氮素利用效率和减少氮肥的运用提供科学依据。
2. 研究内容和方法本研究将从以下几个方面分析pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理：（1）土壤pH对硝化作用的影响：研究不同pH值下土壤中硝化细菌数量与活性的变化，及其对NH3氧化速率的影响。
（2）土壤pH对氨氧化微生物的影响：研究不同pH值下土壤中氨氧化细菌数量与活性的变化，及其对氨氧化速率的影响。
（3）pH对土壤微生物代谢物和酶活性的影响：分析不同pH值下土壤微生物代谢物和酶活性的差异，探究其对硝化作用和氨氧化微生物的影响机理。
为了实现研究目标，本研究将采取以下方法：（1）选择具有代表性的土壤类型，分别设置不同pH值的实验处理，测量土壤中硝化细菌和氨氧化细菌的数量和活性，以及NH3和氨氧化的速率。
（2）采集土壤样品，分析不同pH值下土壤微生物代谢物和酶活性的差异，如碳酸酐酶、葡萄糖醛酸酶、硝酸还原酶等。
3. 预期结果和意义通过对pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理的深入研究，本研究预期能够得出以下结果：（1）不同pH值对土壤中硝化作用和氨氧化微生物数量和活性的影响规律和变化趋势。
（2）土壤微生物代谢物和酶活性对硝化作用和氨氧化微生物数量和活性的影响及其机理。
反硝化速率氨氮
反硝化速率氨氮反硝化速率氨氮是指在水体中，硝酸盐被还原为氮气的速率，并且这个过程会释放出一定量的氨氮。
反硝化速率氨氮对于水体的生态环境和水质有着重要的影响，因此需要对其进行监测和控制。
一、反硝化速率氨氮的影响因素1.温度：温度是影响反硝化速率氨氮的重要因素之一。
通常情况下，温度越高，反硝化速率也就越快。
2.溶解氧：溶解氧含量低会抑制反硝化作用，从而降低反硝化速率。
3.有机物质：有机物质含量高会促进反硝化作用，从而增加反硝化速率。
4. pH值：pH值对于反硝化作用有着重要的影响。
通常情况下，pH值在7左右时，反硝化作用最为活跃。
5. 硝酸盐浓度：当水体中硝酸盐浓度较高时，反应过程中需要更多的还原剂来完成还原过程，从而降低了反应速率。
二、如何监测反硝化速率氨氮1. 采用化学分析法：通过取样后进行化学分析，可以得到水体中的硝酸盐和氨氮含量，从而计算反硝化速率氨氮。
2. 采用传感器监测法：通过在水体中安装传感器来实时监测水体中的硝酸盐和氨氮含量，并计算反硝化速率氨氮。
3. 采用数学模型预测法：根据环境因素和反应机理建立数学模型，预测反硝化速率氨氮。
三、如何控制反硝化速率氨氮1. 控制有机物质排放：减少有机物质排放可以降低水体中的反硝化速率。
2. 控制硝酸盐排放：减少硝酸盐排放可以降低水体中的反硝化速率。
3. 加强生态修复：加强湖泊、河流等水体的生态修复，增加生物多样性，促进自然修复过程，从而降低反硝化速率。
4. 加强管理控制：加强对于污染源的管理和控制，减少污染物排放，从根本上降低反硝化速率。
四、结论反硝化速率氨氮是水体环境和水质的重要指标之一，需要加强监测和控制。
通过控制环境因素、加强生态修复和管理控制等手段，可以有效降低反硝化速率氨氮，维护水体生态环境和水质。
土壤pH对硝酸根还原过程中N2O产生的影响.
［J，,］
最主要也是最复杂的因素之一， 它直接影响着参与
&
材料与方法
采用一种近中性 （H% LK,’） 和一种碱性旱地土壤
， 将采集后的土壤在 , - +’U 的条件下轻微 （H% MKM,） 风干并过 , 99 筛， 在小于 ,U 的条件下储藏备用。 中性土壤含全 & ’K) 97 >7 F +， 有机质 +GKL 97 >7 F +， 粘 粒 M’ 7 >7 F +， 粉粒 GL’ 7 >7 F +， 砂粒 ,M’ 7 >7 F +， 最大持 水量 （Q%$） 碱性土壤含全 & +K’ 97 >7 F +， 有 E)G 7 >7 F +； 机质 +,KE 97 >7 F +， 粘粒 E+’ 7 >7 F +， 粉粒 LM’ 7 >7 F + ， 砂粒 +E’ 7 >7 F + ， 最大持水量 ,E, 7 >7 F + 。 首先大致确定土壤 H% 变化与酸碱加入量之间 的关系。分别将不等量的 + 9B; 3 F + %$; 和 + 9B; 3 F + 并用去离子水将 &:I% 加入一系列等量土壤样品中， 所有土壤样品水分含量均调至为最大持水量的 L,P 。
分是从土壤中产生并散发出来的
。土壤中 &E I 的产生和散发受多种因素的影响， 其中土壤 H% 是 土壤中氮转化过程的微生物种群以及不同反应阶段 的酶活性。在农业土壤中， 大范围或微域内的 H% 变化是很经常的， 如酸性土壤施用石灰、 尿素水解等 均会提高土壤 H%， 而长期大量施用铵态氮肥和生理 酸性肥料、 酸雨等则会导致土壤 H% 的降低。 有关 H% 变化影响土壤中反硝化过程以及影响 此过程中 &E I 产生的研究已有不少报道， 但结果颇
硝化反硝化碱度平衡
污水生物硝化处理工艺pH值控制及碱度核算污水生物硝化处理工艺pH值控制及碱度核算一、影响硝化的重要因素1、pH和碱度对硝化的影响pH值酸碱度是影响硝化作用的重要因素。
硝化细菌对pH反应很敏感，在pH中性或微碱性条件下（pH为8～9的范围内），其生物活性最强，硝化过程迅速。
当pH＞9.6或＜6.0时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。
若pH＞9.6时，虽然NH4＋转化为NO2—和NO3—的过程仍然异常迅速，但是从NH4的电离平衡关系可知，NH3的浓度会迅速增加。
由于硝化菌对NH3极敏感，结果会影响到硝化作用速率。
在酸性条件下，当pH＜7.0时硝化作用速度减慢，pH＜6.5硝化作用速度显著减慢，硝化速率将明显下降。
pH＜5.0时硝化作用速率接近零。
pH下降的原因pH下降的原因可能有两个，一是进水中有强酸排入，导致人流污水pH降低，因而混合液的pH也随之降低。
由硝化方程式可知，随着NH3-N被转化成NO3—-N，会产生部分矿化酸度H+，这部分酸度将消耗部分碱度，每克NH3-N转化成NO3—-N约消耗7.14g碱度(以CaC03计)。
因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时，便会耗尽污水中的碱度，使混合液中的pH值降低至7.0以下，使硝化速率降低或受到抑制。
如果无强酸排人，正常的城市污水应该是偏碱性的，即pH一般都大于7.0，此时的pH 则主要取决于人流污水中碱度的大小。
所以，在生物硝化反应器中，应尽量控制混合液pH＞7.0，制pH＞7.0，是生物硝化系统顺利进行的前提。
而要准确控制pH，pH＜6.5时，则必须向污水中加碱。
应进行碱度核算。
2、有机负荷的影响在采用曝气生物滤池工艺进行硝化除氮时，NH4-N的去除在一定程度上取决于有机负荷。
当有机负荷稍高于3.0kgBOD／(m3滤料·d)时，NH3-N的去除受到抑制；当有机负荷高于4.0kgBOD/（m3滤料·d)时，NH3-N的去除受到明显抑制。
硝化反硝化过程中N_2O释放影响因素
（Ｏ ） Ｃ ２ 之外 的一种重要温室气体 ，单位质量 Ｎ ０ 的 ２ 增温潜能约是 Ｃ ２ １ － ９倍Ｌ，并且 ， ２ 在 Ｏ 的 ５ ２６ Ｊ ９ Ｊ Ｎ０ 大气 中的留存可达１０ ２ 年左右【 Ｎ Ｏ还参与大气中 ２ ２ 】 。
的释放 。 关键词 ：Ｎ２ Ｏ；影响因素 ；硝化过程 ；反硝化过 程 中图分类号 ：Ｘ１４ ４ 文献标志码 ：Ａ 文章编号 ：１ ７—９ ６（ ０ １ ２０ ８ —５ ６ ４５０ ２ １ ）０ —３４０
氧 化 亚 氮 （ ０） 除 甲 烷 （Ｈ４和 二 氧 化 碳 Ｎ２ 是 ｃ ）
氨 的氧化 过 程 中 ，氨 氧化菌 在将Ｎ ４Ｎ氧化 为 Ｈ＋ －
程 如下 所示 。
硝 化过 程 ： 反 硝化 过程 ：
ＮＯ３ 一 竺 ＮＯ２— 一 ＮＯ — Ｎ２ ！ 竺 ０— Ｎ２
式 中所涉及到的酶为：氨单加氧酶（ Ｍ０ ， Ａ ） 羟 胺氧化酶（ Ａ ） Ｈ ０ ，亚硝酸氧化还原酶 ｘ ） Ｒ ，硝酸 盐还原 酶 （ ｒ， 硝酸盐 还 原酶（ ｒ， 氧化 氮还 Ｎａ） 亚 Ｎｉ 一 ）
Ｊ９ Ｂ１ ；山东省 自然 科学 基金 项 目 （ Ｒ ０ ０ Ｌ ３ ） Ｚ ２ １Ｅ ０ １ 基 金项 目： 山东省 高 等学校 科技 计划 项 目 （０ Ｌ ２） １７ 年生） ，男 ，副 教授 ，博 士 ，主要 从事 固体 废物 处理 与资 源化 研究 。Ｅｍａ ： ｕ １７ ＠１６ｃｒ － ｉ ￣ｓｎ９ １ ２ ． ｎ ｌ ｏ 作 者简 介 ：孙英 杰（９ １ 通 信联 系人 ，Ｅ ｍ ｉ ｗ ｈ ｌ６ １６ ｏ － ａｌ ｕ ｌｌ＠ ２． ｍ ： ｔ
Ｎ２ Ｎ： ０ 一 Ｏ Ｎ
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土 壤(Soils), 2009, 41 (6): 962~967pH升高对红壤硝化过程产生N2O的影响①王小治， 孙 伟， 尹微琴， 封 克（扬州大学环境科学和工程学院，江苏扬州 225009）摘 要：对红壤添加NaOH培养获得不同pH系列的土壤。
通过室内培养试验，研究了3种pH条件下土壤的N2O排放和无机N的变化情况。
结果表明：硝化活性随土壤pH升高而增强；pH升高增加了土壤N2O的释放；纯化学过程对N2O散发的贡献随pH的升高而降低；Nitrapyrin在pH4.8和pH6.0时表现出硝化抑制作用，在pH8.5时抑制效果不明显，且提高了培养期间pH8.5土壤N2O的释放量。
关键词： pH；N2O；硝化作用；纯化学过程；硝化抑制剂中图分类号： S135气候变暖是当今全球性的环境问题，其主要原因是大气中温室气体浓度的不断增加，除二氧化碳（CO2）和甲烷（CH4）外，氧化亚氮（N2O）被认为是最重要的温室气体。
Rodhe[1]的研究指出，1mol N2O的增温效应是CO2的150 ~ 200倍，此外，N2O在对流层的惰性较大，存留时间可达110 ~ 115年[2]。
自工业革命以来大气中N2O一直呈增长趋势，已由工业革命前的2.88×10-4 ml/L上升到现在的301×10-4 ml/L[3-4]，并且每年以0.25% ~ 0.3% 的速度递增。
其中热带土壤和农业土壤是全球最主要的N2O释放源，其贡献达70% ~ 90%[5]。
已有研究表明，人类的农业活动是产生N2O 的主要来源[6]，而且大部分的是在土壤中产生和散发出来的[7]。
硝化作用和反硝化作用是土壤中N素转化的两个重要过程。
土壤pH 是影响硝化作用和反硝化作用的重要因素之一，土壤pH变化对硝化过程中产生N2O的机理，如对自养硝化、异养硝化和纯化学过程产生N2O的影响还缺少研究。
由于土壤pH对N2O净排放的影响复杂，不同研究者在不同土壤上的研究结果不尽一致，如有研究报道，草原土壤上N2O的散发随pH降低而减少[8-9]。
施用铵态氮肥后，pH4.7时土壤N2O的散发量仅为pH 6.7时的1/3[10]。
然而，森林土壤施用石灰提高pH后，减少了N2O的散发[11]。
造成这些差异的主要原因在于采用具不同pH的土壤进行比较试验时其原先微生物区系间存在较大差异。
我国南方地区存在大面积的酸性土壤，农业生产中常需提高土壤pH。
本试验以人为调节红壤pH的方法研究土壤pH 变化对土壤硝化过程及纯化学过程产生N2O的影响。
1 材料与方法所用土壤取自中国科学院红壤实验站（江西鹰潭）0 ~ 20cm土层土壤，土质属壤黏土，部分基本性状见表1。
表1 红壤基本性状Table 1 Chemical properties of tested soil速效N(mg/kg)速效P(mg/kg)速效K(mg/kg)pH(H2O)饱和含水量(g/kg)23.73 1.52 35.49 4.8 500在试验土壤中加入不同量的1mol/L NaOH溶液，28℃恒温培养，其间间隙搅动并测定pH值，10天后pH基本稳定，12天后将土风干。
获得不同pH系列（pH 4.8、pH6.0、pH8.5）的土壤样品。
试验在250ml的三角瓶中进行，每瓶装相当于20g烘干土的风干土。
在施入N肥前，土壤先在50%饱和含水量的情况下培养2天，以促使微生物的正常活动。
稍风干后开始培养试验。
本试验在上述3个pH土壤下设置4个处理，分别为：①空白，不加外源N（CK）；②按NH4+-N 100 mg/kg加入硫酸铵溶液处理（用A表示）；③土壤经高压灭菌后，按NH4+-N 100 mg/kg加入已灭菌的硫酸铵溶液处理（用M表示）；④设置一加硝化抑制剂处理，以研究pH变化对其抑制效果的影响，抑制剂选用应用广泛的硝化抑制剂nitrapyrin，在①基金项目：国家自然科学基金项目（40501035）和江苏省“青蓝工程”项目资助。
作者简介：王小治（1975—），男，江苏新沂人，博士，副教授，主要从事土壤元素循环与环境效应研究。
E-mail: xzwang@第6期王小治等：pH升高对红壤硝化过程产生N2O的影响 963按NH4+-N 100 mg/kg加入硫酸铵溶液基础上，同时加入10 mg/kg nitrapyrin处理（用Y表示）。
每处理均有21个重复。
瓶中土壤水分控制在饱和含水量的65%，加塞28℃恒温培养。
培养过程中共取样7次（分别为培养4h、8h、1d、2d、4d、8d和16d）。
为了保证在培养过程中有充足的氧气供给，培养前在三角瓶中悬挂装有双氧水的小瓶。
测定时，每处理取3个重复，从三角瓶中抽20ml 气体注入18.5ml真空瓶，供测定N2O，土壤用于测定NH4+、NO3- 和NO2- 等。
N2O的测定系统采用由Zheng等[12]改装的Agilent 4890D气相色谱。
柱温55℃，转化器温度375℃，N2O 用电子捕获检测器检测，检测温度为330℃，载气为N2。
N2O标准气体由国家标准物质研究中心提供。
NH4+-N、NO3--N、NO2--N分别用靛酚兰比色法、紫外分光光度法及重氮化耦合比色法测定[13]。
2 结果与分析2.1 N2O的释放根据培养瓶内N2O浓度及瓶内体积，扣除在培养开始时各处理瓶内气体所含N2O量，计算不同处理在培养期间N2O释放量，结果如图1所示。
在pH4.8土壤中各处理在16天的培养期间N2O的释放量在N 0.16 ~ 2.15µg/kg之间，且不同处理的N2O浓度一直稳定在0.3µmol/mol左右，接近大气中N2O的背景浓度。
表明在此pH条件下，硝化作用非常微弱。
在7次测定中，A处理N2O释放量比CK处理高出N 0.01 ~ 0.79 µg/kg（在8h和8天时略低于CK处理）；Y处理除在培养8h、1天和2天时略高于CK处理外，其余时间均略低于CK处理；M处理除在培养8天时高于CK 处理外，其余时间均低于CK处理。
其原因在于CK 未经灭菌处理，其N2O来自生物过程和纯化学过程，而M处理中释放的N2O均来自纯化学过程。
比较A 和M处理，可知在16天的培养时间内，纯化学过程产生的N2O占总N2O量的比例为15.2% ~ 83.8%。
硝化抑制剂nitrapyrin在一定程度上抑制了硝化作用的进行，除在8h和1天外，其余时间均降低了N2O的排放，其释放量为A处理的13.2% ~ 88.9%。
在培养后期，各处理中N2O浓度均有所下降，主要原因可能是土壤对N2O的吸附或反硝化作用（N2O→N2）所致。
在pH6.0土壤中各处理在培养期间N2O的释放量在N 0.92 ~ 2.89 µg/kg之间，明显高于pH4.8处理，纯化学过程产生的N2O占总N2O量的比例为44.7% ~ 71.9%之间。
Y处理降低了N2O的释放，其释放量为A处理的31.7% ~ 86.0%，在培养4h时抑制作用最为显著。
从图1中还可看出，N肥施用对N2O释放量增加幅度不大。
在pH8.5土壤中CK处理N2O释放量在N 2.54 ~ 3.47µg/kg之间。
在前3次取样中，CK、A 和Y处理N2O释放量差异不显著，但在培养2天时，A 处理N2O释放量达N11.34µg/kg，明显高于CK处理（N 4.20µg/kg）。
表明施N两天时促进了N2O的排放，此时纯化学过程产生的N2O仅占总N2O量的0.5%，在其余时间纯化学过程产生的N2O量占总N2O量的比例为4.1% ~ 32.3%。
表明与pH4.8和pH6.5土壤相比，在pH8.5土壤中纯化学过程对于N2O释放的贡献明显下降。
在培养2天前，添加抑制剂处理（Y）N2O 释放量与A处理差异不显著或明显低于A处理，但从第4天开始Y处理N2O释放量显著高于其他处理，在8天时最大，达N168.3µg/kg。
16天时，N2O浓度图1 不同处理在培养期间N2O释放量Fig. 1 Amounts of N2O emission under different treatmentsduring incubationN2O释放量(N,µg/kg)24681024684h8h1d2d4d8d16d510152050100150培养时间964 土壤第41卷降低与反硝化作用和土壤吸附有关。
2.2 无机N的变化培养期间在从瓶中抽取供测定N2O的气体后，即测定土壤NH4+-N、NO3--N和NO2--N的浓度，由于培养期间各处理NO2--N浓度几乎均未检测到，仅将NH4+-N（表2）和NO3--N（表3）浓度列出。
从表2可见，在 pH4.8土壤中各处理在培养期间NH4+-N的变化幅度很小；在pH6.0土壤中CK处理在4h时NH4+-N浓度比在 pH4.8土壤中高近N 20 mg/kg，说明在不同pH系列土壤的预培养过程中发生了矿化作用。
在培养4天时，CK处理和A处理NH4+-N浓度降低，表明发生了硝化作用，NH3 挥发也可能是造成NH4+-N浓度降低的原因之一；Y处理在第4天时并未降低，在第8天开始有所降低，表现出一定硝化抑制作用；而M处理在培养期间NH4+-N浓度下降不明显。
在pH8.5土壤中CK处理在培养4h时NH4+-N 浓度与在pH4.8土壤中很接近，即在不同pH系列土壤的预培养过程中并未发生明显NH4+-N积累。
CK处理在培养16天时NH4+-N浓度达N13.6 mg/kg，比在培养4h时高N8.58 mg/kg，表明在培养期间发生了土壤矿化作用。
M处理在培养期间浓度变化不显著，A 和Y处理表现出先略上升后下降的趋势，表明在培养后期发生的硝化作用或NH3 挥发等使土壤NH4+-N 的减少量大于来自矿化作用的增加量。
表2 不同处理在培养期间土壤NH4+-N浓度的变化Table 2 NH4+-N concentrations under different treatments during incubationNH4+-N（N , mg/kg）pH 培养时间CK A Y M4 h 8.87 ± 1.74 105.04 ± 0.36 106.09 ± 1.06 105.05 ± 6.108 h 8.24 ± 2.13 106.23 ± 1.18 104.51 ± 0.11 102.65 ± 2.451 d 8.03 ± 0.31 109.80 ± 1.22 107.56 ± 1.37 105.49 ± 1.732 d 8.45 ± 0.56 107.42 ± 0.61 100.48 ± 2.43 103.60 ± 1.364 d 7.82 ± 0.73 108.42 ± 0.61 105.68 ± 0.68 111.68 ± 2.618 d 7.54 ± 0.25 107.63 ± 0.49 104.17 ± 1.59 104.98 ± 1.644.816 d 9.64 ± 0.70 107.14 ± 5.78 105.82 ± 0.97 106.09 ± 0.554 h 28.50 ± 0.82 137.96 ± 2.74 140.90 ± 0.93 136.19 ± 3.998 h 30.54 ± 0.90 142.14 ± 1.63 139.83 ± 0.90 138.39 ± 5.061 d 27.03 ± 1.43 138.67 ± 0.71 142.59 ± 3.82 130.25 ± 0.902 d 27.07 ± 1.52 140.19 ± 1.80 124.89 ± 2.90 129.42 ± 1.404 d 19.73 ± 1.11 129.19 ± 1.80 126.57 ± 1.94 122.37 ± 5.078 d 19.73 ± 0.89 123.82 ± 1.39 119.05 ± 1.49 126.12 ± 2.866.016 d 18.66 ± 1.17 123.02 ± 0.85 118.92 ± 1.32 121.09 ± 1.084 h 5.02 ± 0.62 105.85 ± 2.13 101.85 ± 2.59 105.26 ± 2.338 h 8.57 ± 0.33 106.13 ± 7.62 98.81 ± 6.76 106.13 ± 3.471 d 10.53 ± 0.44 109.70 ± 1.33 110.12 ± 1.19 109.47 ± 2.512 d 9.44 ± 0.88 113.31 ± 3.49 105.70 ± 2.34 104.11 ± 4.294 d 9.01 ± 0.66 106.28 ± 3.49 98.92 ± 1.38 104.56 ± 1.208 d 11.72 ± 0.51 102.21 ± 6.15 90.98 ± 2.60 105.47 ± 1.548.516 d 13.60 ± 0.83 97.50 ± 19.09 82.65 ± 3.07 108.34 ± 7.32从培养期间土壤NO3--N浓度变化可以看出（表3），在pH4.8土壤中各处理NO3--N浓度变化幅度很小；在pH6.0土壤中除M处理NO3--N浓度在培养期间无明显变化外，其余处理NO3--N浓度在培养后期均有所增加，CK、A和Y处理NO3--N浓度在16天时比在4 h时分别增加N 4.73、7.23和4.95 mg/kg；而在pH8.5土壤中在4h时各处理NO3--N浓度在N 27.7 ~ 28.1 mg/kg之间，由于原始土壤的NO3--N浓度只有N 4.1 mg/kg，同时pH8.5土壤在培养初期NH4+-N浓度变化不大（表2），表明发生硝化作用的NH4+-N主要来自土壤的矿化作用，且硝化作用的发生时间主要在土壤pH调节过程中。