2023, Vol. 55
2. 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;
3. 加拿大曼尼托巴大学土壤科学系, 温尼伯 R3T2N2
CH4是大气中仅次于CO2的第二大温室气体，对全球变暖的贡献率约占25%[1]，在百年尺度上其增温潜势是CO2的20倍~ 30倍[2]。大气中CH4主要来自人类生产活动和自然生态系统释放[3]。全球综合观测资料显示，自工业革命以来大气中CH4浓度以每年1.2% 的速度持续增长。稻田是陆地生态系统中重要的CH4排放源[4]，其产生的CH4气体分子在进入大气之前大部分被氧化为CO2。其中，以好氧CH4氧化作用最为重要，该过程由好氧CH4氧化菌在O2参与下完成。因此研究稻田CH4氧化过程对揭示湿地CH4排放的关键过程机理以及探索行之有效的CH4减排措施至关重要。
滨海湿地是海洋生态系统与陆地生态系统之间重要的生态过渡带和缓冲带[5-6]。在沿海城市发展、人口密度不断增加的背景下，将滨海湿地围垦后改造为农田成为解决沿海地区土地短缺问题的重要方式[7-9]。崇明东滩位于长江口崇明岛的最东端，是长江口规模最大、发育最完善的河口型潮汐滩涂湿地，建国以来经过多次围垦工程，形成了不同围垦年限的稻田[10]。围垦区的土壤主要来自于河流淤泥的泥沙，本底相对单一。不同围垦年限的围垦区土壤，代表了滨海滩涂沉积物逐渐熟土化为农田土壤的不同时期。在此自然条件下，土壤发育的空间变化可以替代时间尺度上的变化。同时，在此围垦工程中，围垦区湿地大多被开发改造为稻田，在水稻生产中化学肥料的施用会加速该熟土化进程。因此，这种以围垦年限和施肥为主要特征的围垦造田工程对滨海湿地碳氮转化和循环过程会产生重要影响[11-16]。研究围垦后种植水稻的滨海稻田CH4好氧氧化速率的变化规律，对探索滨海湿地CH4好氧氧化作用的演变特征及其对外源氮输入的响应特性具有重要的科学意义。
据此，本试验以长江口崇明东滩自然湿地和毗邻的围垦区稻田为研究对象，以空间替代时间尺度变化的方法，研究不同围垦年限土壤CH4好氧氧化过程的空间变异特征，分析其在滩涂湿地逐渐转变为稻田的熟土化进程中CH4好氧氧化作用的演变规律。采用13CH4稳定性同位素示踪法，研究CH4好氧氧化过程中13C-CH4被同化转变为13C-SOC的数量特征，阐明其13C-CH4的碳分配及其固碳效率，揭示其对外源
氮肥的响应特征。本试验可为合理评估该区域围垦工程的生态效应，以及为探索稻田温室气体减排措施提供理论依据。
1 材料与方法 1.1 土壤样品采集供试土壤采集于上海市崇明岛东滩保护区湿地和毗邻围垦区稻田(31°27′N ~ 31°51′N，121°09′E ~ 121°54′E)，该地区属于亚热带季风气候，年均气温15.3 ℃，年均降水量1 004 mm。本研究选取东滩湿地保护区内的低滩位光滩湿地和高滩位芦苇湿地，分别记作GT和LW。在围垦区选取围垦19、27、51、86 a的稻田作为不同围垦年限的稻田样点[17]，分别记作WK19、WK27、WK51、WK86。采样时，先选取50 m × 50 m的采样区，然后在每个样区以“S”形走线设置6个样点，每个点间隔10 ~ 15 m，然后用土钻取0 ~ 10 cm鲜土，将该6个点的土壤均匀混合成1个混合样本，重复3次。将土样装入密封袋，放入加冰袋的保温箱迅速运回实验室4 ℃保存。
1.2 土壤理化性质测定将采集的土样进行理化性质分析测定。主要理化指标包括：土壤有机碳(SOC)、土壤全氮(TN)、NH4+-N、NO3–-N、pH、土壤电导率(EC)和土壤硫酸根(SO42–)。土壤有机碳采用浓硫酸-重铬酸钾消煮，硫酸亚铁滴定法测定；土壤全氮采用凯氏定氮法测定。土壤NH4+-N和NO3–-N含量采用2 mol/L KCl溶液浸提，AA3流动分析仪测定；pH采用数字酸度计测定，水土比2.5︰1 (V︰m)。土壤电导率以水土比5︰1 (V︰m)浸提后用电导率仪测定；土壤SO42–含量使用离子色谱法测定。
1.3 土壤CH4氧化速率及固碳特征分析本试验取上述6个湿地土壤，设置4个处理，分别为添加3种不同形态外源氮：①NH4+-N；②NO3–-N；③Urea；以及不添加N(CK)的处理，每个处理重复3次。具体操作为：称取2.000 g鲜土放入12 mL的Labco顶空瓶，加入2 mL去离子水后盖好盖子，充分摇晃30 s成均匀泥浆，25 ℃培养箱中预培养1 d。然后抽真空-充氩气重复3次，再用注射器置换顶空气体4 mL高纯O2和1 mL 13CH4 (13C丰度为99%)，初始CH4浓度约为12%；再分别加入20 μL上述氮溶液，使培养瓶内N浓度为5 mmol。充分摇晃形成均匀泥浆以达到气-液相平衡。分别在第0、2、5、9、13天抽取100 µL顶空气体，用气相色谱仪(Agilent 7890B)测定CH4浓度。每次采气完要补充等体积的氩气以保持瓶内体积不变。根据CH4浓度随时间变化最快的时间段来计算CH4氧化速率(R)。在此计算过程中要扣减采气产生的CH4损耗量从而得到实际的土壤CH4氧化量。
| $ R=\left(C_0-C_t\right) \times V \times \rho /(t \times m) $ | (1) |
式中：C0为零时刻顶空气体中的CH4浓度(μL/L)；Ct为培养t时刻后的CH4浓度(μL/L)；V为培养瓶体积(L)；ρ为标准状态下CH4密度(g/L)；t为培养时间(d)；m为土壤干土质量(g)。
培养结束后，瓶内加入2 mol/L的HCl溶液进行土壤酸化处理(去除无机碳)，进行冷冻干燥。磨碎过2 mm土筛，测定土壤有机碳含量，之后利用同位素质谱仪(Isoprime100，Elementar，Germany)测定土壤有机碳的13C丰度值(13C-SOC)。
1.4 数据处理与分析试验数据采用Excel 2019进行整理汇总，使用Origin 2018进行绘图，采用SPSS 22.0进行方差分析(ANOVA，LSD检验)及相关性分析(Person)。
2 结果与分析 2.1 湿地土壤的理化性质不同湿地土壤的理化性质见表 1。自然湿地土壤中芦苇湿地的SOC含量显著高于光滩湿地。围垦稻田土壤的SOC含量随着围垦年限的增加而显著增加。LW湿地的TN含量显著高于GT、WK19、WK27和WK51，而与WK86稻田无显著差异。NH4+-N和NO3–-N含量均表现为LW湿地显著高于GT。在围垦稻田中，WK51稻田的NH4+-N和NO3–-N含量为最高，而WK19土壤则显著低于其他稻田。自然湿地土壤pH显著高于围垦稻田，GT土壤显著高于LW土壤，而围垦稻田土壤则随围垦年限增加pH下降。自然湿地GT土壤的EC值显著高于LW土壤，围垦后EC值显著降低62% ~ 85%，且随围垦年限增加而显著降低。GT和LW土壤的SO42–含量随围垦年限增加而降低；相对于自然湿地土壤，围垦土壤SO42–显著下降43% ~ 75%。
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表 1 不同围垦年限土壤的理化性质 Table 1 Physicochemical properties of soils with different reclaimed years |
无氮添加下可以反映湿地土壤的本底CH4浓度变化情况。在培养期内，自然湿地土壤和围垦稻田土壤CH4浓度均呈下降趋势(图 1)。总体来看，各土壤在培养至第2天后CH4浓度明显变化，其中LW土壤CH4浓度变化幅度最大，在培养第9天CH4几乎全部耗尽。
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(图中*表示不同湿地土壤之间差异显著(P < 0.05)) 图 1 不同围垦年限土壤CH4浓度变化 Fig. 1 Changes of soil CH4 concentration with different reclaimed years |
根据CH4浓度变化计算出CH4好氧氧化速率(图 2)。可以看到，LW土壤的CH4氧化速率为82 μg/(g·d)，是GT湿地的4.2倍和围垦稻田土壤的2.6倍~ 4.8倍。在围垦稻田土壤中，不同围垦年限土壤存在显著差异，其中WK27土壤CH4氧化速率最大，为32 μg/(g·d)，WK19土壤最小，为18 μg/(g·d)。将CH4好氧氧化速率与土壤理化性质进行相关性分析，发现CH4好氧氧化速率与土壤TN含量呈显著正相关，而与土壤NH4+-N、NO3–-N、SO42–等含量呈正相关但未达到显著水平。
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(图中小写字母不同表示不同湿地土壤间差异显著(P < 0.05)，下图同) 图 2 不同围垦年限土壤CH4好氧氧化速率 Fig. 2 CH4 oxidation rates of soils with different reclaimed years |
培养结束后测得土壤有机碳的13C原子百分比(13C-SOC丰度)，结果如图 3。6个湿地土壤的13C-SOC丰度值分别为3.14%、3.22%、3.16%、3.22%、3.33%和3.42%，均高于碳元素的自然丰度(1.08%)，说明部分13CH4底物经过CH4好氧氧化同化进入到土壤有机碳中。不同湿地土壤之间存在显著差异，其中LW湿地显著高于GT湿地而与WK27稻田无显著差异；围垦稻田土壤13C-SOC丰度随着围垦年限增加而显著提高。
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图 3 不同围垦年限土壤13C-SOC丰度 Fig. 3 13C-SOC percentages of soils with different reclaimed years |
由13C-SOC丰度和SOC含量可计算出土壤13C-SOC净增量(图 4)，可反映整个培养期内13CH4通过甲烷好氧氧化同化为土壤有机碳的13C净增量。从图中可以看出在自然湿地土壤中，LW湿地的13C-SOC净增量为20 μmol/g，是GT土壤的1.4倍。围垦稻田土壤的13C-SOC净增量存在显著差异。其中，WK51稻田的13C-SOC净增量最大，为15 μmol/g，而WK19稻田最小，为10 μmol/g。
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图 4 不同围垦年限土壤的13C-SOC净增量 Fig. 4 13C-SOC net increments of soils with different reclaimed years |
将CH4氧化过程中的13C-SOC净增量与13CH4净消耗量相比，可以反映出稻田土壤CH4好氧氧化过程的固碳效率(13C-SOC净增量/13CH4总转化量)。本试验发现，芦苇湿地CH4好氧氧化的固碳效率为71%，显著高于围垦稻田。围垦稻田中，WK51和WK86稻田CH4好氧氧化的固碳效率为60% ~ 61%，显著高于WK19和WK27稻田(均为47%)。这表明长期围垦植稻可能有利于CH4好氧氧化过程中较多的CH4碳源被固定到土壤中，促进了土壤有机碳的累积。相关性分析表明，供试土壤CH4好氧氧化速率与13C-SOC净增量呈显著正相关，与固碳效率呈正相关，但未达到显著水平，这意味着CH4氧化速率越大，13C-CH4碳被固定到土壤中数量也越多。
2.4 CH4好氧氧化速率对氮输入的响应添加3种外源氮条件下测定湿地土壤CH4好氧氧化速率的变化(图 5)，可探索在围垦种稻熟土化过程中滨海湿地对农业氮肥施用的响应特征。在NH4+-N处理下，土壤CH4氧化速率范围为46 ~ 83 μg/(g·d)，LW土壤显著高于其他土壤；围垦稻田土壤中，WK27土壤CH4氧化速率为74 μg/(g·d)，比其他稻田土壤高出16% ~ 59%。添加NO3–-N处理下，CH4氧化速率范围为41 ~ 83 μg/(g·d)，LW土壤比其他土壤显著高51% ~ 103%；在围垦稻田土壤中，WK27稻田最大为55 μg/(g·d)，显著高于其他稻田，而WK51与WK86稻田最低。添加Urea处理下，CH4氧化速率范围为43 ~ 82 μg/(g·d)，其中LW湿地为82 μg/(g·d)，同样显著高于其他土壤，比GT湿地高出52%，是围垦稻田土壤的1.6倍；而在围垦稻田土壤中，WK27与WK51稻田的CH4氧化速率最高，WK86稻田最低。
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图 5 氮添加条件下不同围垦年限土壤CH4好氧氧化速率 Fig. 5 Methane oxidation rates of soils with different reclaimed years under nitrogen addition |
综合来看，氮添加条件下，WK19、WK27、WK51和WK86的CH4氧化速率增幅分别为177% ~ 274%、72% ~ 131%、52% ~ 122%、100% ~ 118%，可见氮添加对围垦稻田土壤的CH4氧化速率具有明显的促进作用，其中NH4+-N的促进效应最为明显，WK19稻田的响应度最大。
2.5 13C-SOC净增量对氮输入的响应氮输入条件下，湿地土壤13C-SOC净增量的变化如图 6。其中，NH4+-N处理下，LW湿地13C-SOC净增量显著高于其他土壤；在围垦稻田土壤中，WK19、WK27、WK51稻田13C-SOC净增量随围垦年限增加显著增加，而WK86稻田则显著低于其他土壤。NO3–-N处理下，土壤13C-SOC净增量范围为12 ~ 20 μmol/g，LW湿地与WK51稻田显著高于其他土壤，而WK19、WK27和WK51稻田的13C-SOC净增量随围垦年限增加显著增加。添加Urea处理下，LW湿地13C-SOC净增量为20 μmol/g，比其他土壤高出24% ~ 76%；GT湿地与WK27、WK51和WK86稻田之间无显著差异；而WK19稻田为11 μmol/g，显著低于其他土壤。相关性分析表明13C-SOC净增量与土壤CH4好氧氧化速率虽呈正相关，但未达到显著水平。可能是，由于围垦稻田的CH4好氧氧化速率对外源氮的响应度高，而芦苇湿地的响应度很低。
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图 6 氮添加条件下不同围垦年限土壤13C-SOC净增量 Fig. 6 13C-SOC net increments of soils with different reclaimed years under nitrogen addition |
综合来看，氮添加条件下，围垦稻田的13C-SOC净增量范围介于10 ~ 15 μmol/g(NO3–-N处理下的WK51稻田除外)，与无氮添加条件下稻田的净增量没有明显差异。这表明施加化学氮肥可能对所试滨海湿地CH4氧化驱动的固碳量作用不大。本试验还发现，添加3种氮条件下，围垦稻田CH4好氧氧化的固碳效率(36% ~ 49%)明显低于无氮添加稻田(47% ~ 61%)，说明施加氮肥可能会降低围垦稻田土壤CH4氧化驱动的固碳效率。
3 讨论CH4好氧氧化作用主要由好氧CH4氧化菌驱动进行，以CH4为唯一碳源，利用O2将CH4氧化成CO2。CH4好氧氧化过程的碳源流向有两个：一方面CH4碳源被同化到微生物中，提高了土壤微生物生物量碳含量；另一方面微生物好氧呼吸代谢将其异化为CO2。本试验中将土壤的13C-SOC净增量与13CH4净消耗量相比，发现无氮添加条件下的围垦稻田CH4好氧氧化的固碳效率为47% ~ 61%。Trimmer等[18]发现英国Chalk河流沉积物的CH4好氧氧化的平均固碳效率约为50%，本试验结果与此基本一致。也有报道发现，在CH4浓度较高的覆盖土中CH4好氧氧化的固碳效率可达69%，而在CH4浓度较低的森林土壤中其固碳效率只有31% ~ 43%[19]。从功能菌代谢途径来看，以磷酸核酮糖途径进行碳代谢的Ⅱ型CH4好氧菌将更多的C-CH4转移到微生物体内，显著高于以丝氨酸途径的Ⅰ型CH4好氧菌的固碳效率[20]。因此，CH4好氧氧化过程不仅可以将CH4转化为增温潜势较小的CO2气体，更重要的是可以将一半左右的甲烷碳源同化进入土壤微生物中，促进了土壤有机碳累积。
高浓度CH4底物培养可以反映出土壤的CH4消耗潜力。本试验结果表明，芦苇湿地土壤CH4氧化速率(82 μg/(g·d))显著高于光滩湿地，这可能与芦苇生长有关。芦苇湿地地下生物量非常高，其凋落物和根系分泌物促进土壤微生物生长，可以为甲烷氧化菌提供碳源。王维奇等[21]的研究中，发现芦苇湿地土壤具有较强的甲烷氧化潜势，并认为土壤有机碳是影响光滩土壤与芦苇土壤产CH4能力不同的主要原因。Nat等[22]认为CH4产生率与CH4氧化能力呈正相关。由此推测芦苇湿地土壤较高的CH4产生率提高了CH4氧化速率。陈中云等[23]发现在CH4氧化活性很低的土样中加入外源CH4，可刺激土壤中的CH4氧化菌繁殖生长，促使CH4氧化速率达到最大。本研究围垦稻田中，WK27稻田的SOC和TN尽管低于WK86稻田，但其CH4氧化速率高于后者，可能的原因是围垦年限增长，驱动其熟土化进程不同，导致其CH4氧化微生物的群落结构不同。需要采用分子生物学技术进一步研究不同围垦稻田土壤中CH4氧化微生物的群落及数量特征。另外，本试验发现，WK51和WK86稻田CH4氧化的固碳效率显著高于WK19和WK27稻田，表明随着围垦植稻年限的延长，其CH4氧化作用驱动较多的CH4碳源同化进入土壤微生物碳中，有利于土壤有机碳的积累。
与无氮添加相比，氮添加促进了围垦稻田土壤CH4氧化速率。Zheng等[24]发现在长期施肥的水稻土中TypeⅡ型好氧CH4氧化菌数量是TypeⅠ型好氧CH4氧化菌的1.9倍~ 3.3倍，长期施肥对TypeⅡ型CH4氧化菌起到促进的效果；同样Bodelier等[25]则发现，添加尿素后提高了CH4氧化菌(TypeⅠ型和TypeⅡ型)的活性。外源氮输入会影响土壤微生物群落结构和生理活性，直接改变土壤CH4的排放和消耗，究其原因，可能是添加外源氮提高了CH4氧化菌的活性并且促进了相关反应的酶合成。也有报道认为硝化细菌可以氧化消耗CH4，硝化细菌的生长受外源氮输入刺激，促进了土壤对CH4的氧化吸收[26]。受到氮的形态、浓度等影响，关于外源氮对CH4好氧氧化影响研究结果并不一致。本试验中外源氮对WK19土壤CH4氧化速率的促进效应最大。在经过围垦工程活动，围垦初期土壤受到影响较大，土壤有机碳与氮流失严重，营养元素出现匮乏现象。有报道认为，当土壤氮含量较低时，受土壤本底氮素限制土壤CH4氧化菌的活性较低，适量的氮添加可以促进CH4氧化菌提高其活性[27]。但是如果土壤本底氮含量较高，氮添加则会表现抑制作用。值得注意的是，虽然在添加外源氮后芦苇湿地土壤CH4氧化速率仍然显著高于其他土壤，但是与无氮添加相比并没有显著变化。氮输入没有显著影响土壤CH4氧化能力，因为CH4氧化菌对氮存在一定的耐受性，虽然氮输入影响了CH4氧化菌群落结构，但群落的整体活性没有受到干扰。
从氮素形态看，NH4+-N输入对CH4好氧氧化的促进作用大于其他两种形态氮。Bodelier等[25]发现，NH4+可以刺激水稻根际土壤中CH4氧化菌的生长活性。尽管有报道认为，NH4+-N与CH4结构非常相似，可与CH4氧化菌的CH4单加氧酶结合，从而抑制CH4氧化过程[28]。然而，更多的报道发现，这种抑制作用与土壤本底的养分状况密切相关，在养分相对匮乏的土壤中，外源氮仍表现强烈的促进作用[29]。本试验所试湿地土壤的发育母质为河流沉积物，尽管在围垦种稻的熟土化过程中盐分逐渐下降，有机质含量逐渐增加，但相对内陆淡水稻田而言，其养分状况仍属贫乏水平。因此，在此土壤中，3种形态的氮源包括NH4+-N均大大促进了CH4氧化速率。需要注意的是，围垦稻田土壤CH4氧化驱动的13C-SOC净增量在3种氮形态添加条件下并未见明显变化，导致其CH4氧化的固碳效率下降。这说明围垦稻田施加氮肥后，可能会大大提高CH4转化为CO2的绝对数量，而对CH4同化进入土壤微生物生物量碳的绝对数量没有明显作用。
4 结论滨海稻田土壤的CH4好氧氧化速率存在显著差异，其与围垦年限并无显著正相关，且均低于芦苇湿地。CH4氧化驱动的固碳量与氧化速率存在显著正相关，且围垦年限长的稻田土壤中CH4好氧氧化的固碳效率较高。3种氮添加均显著提高了围垦稻田土壤CH4的好氧氧化速率，促进效应表现为NH4+-N > Urea > NO3–-N；相反，3种氮添加对围垦稻田土壤的固碳量没有明显影响，导致其固碳效率减小。
| [1] |
Hmiel B, Petrenko V V, Dyonisius M N, et al. Preindustrial 14CH4 indicates greater anthropogenic fossil CH4 emissions[J]. Nature, 2020, 578(7795): 409-412 DOI:10.1038/s41586-020-1991-8 (  0) |
| [2] |
Zheng Y L, Hou L J, Chen F Y, et al. Denitrifying anaerobic methane oxidation in intertidal marsh soils: Occurrence and environmental significance[J]. Geoderma, 2020, 357: 113943 DOI:10.1016/j.geoderma.2019.113943 ( 0) |
| [3] |
Blake D R, Rowland F S. Continuing worldwide increase in tropospheric methane, 1978 to 1987[J]. Science, 1988, 239(4844): 1129-1131 DOI:10.1126/science.239.4844.1129 ( 0) |
| [4] |
于海洋, 张广斌, 马静, 等. 稻田CH4和N2O排放对大气CO2浓度升高响应的研究进展[J]. 土壤, 2021, 53(3): 458-467 ( 0) |
| [5] |
李珊, 杨越超, 姚媛媛, 等. 不同土地利用方式对山东滨海盐碱土理化性质的影响[J]. 土壤学报, 2022, 59(4): 1012-1024 ( 0) |
| [6] |
Song C C, Wang L L, Guo Y D, et al. Impacts of natural wetland degradation on dissolved carbon dynamics in the Sanjiang Plain, Northeastern China[J]. Journal of Hydrology, 2011, 398(1/2): 26-32 ( 0) |
| [7] |
Shi Z, Wang R C, Huang M X, et al. Detection of coastal saline land uses with multi-temporal landsat images in Shangyu city, China[J]. Environmental Management, 2002, 30(1): 142-150 DOI:10.1007/s00267-001-2645-8 ( 0) |
| [8] |
Xie X F, Pu L J, Wang Q Q, et al. Response of soil physicochemical properties and enzyme activities to long-term reclamation of coastal saline soil, Eastern China[J]. Science of the Total Environment, 2017, 607/608: 1419-1427 DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.05.185 ( 0) |
| [9] |
侯颖, 李红, 赵敏, 等. 从湿地到农田: 围垦对生态系统碳排放的影响[J]. 应用生态学报, 2017, 28(8): 2517-2526 ( 0) |
| [10] |
杨红霞, 王东启, 陈振楼, 等. 长江口潮滩湿地–大气界面碳通量特征[J]. 环境科学学报, 2006, 26(4): 667-673 ( 0) |
| [11] |
Wang L, Coles N, Wu C F, et al. Effect of long-term reclamation on soil properties on a coastal plain, southeast China[J]. Journal of Coastal Research, 2014, 296: 661-669 DOI:10.2112/JCOASTRES-D-13-00129.1 ( 0) |
| [12] |
张文敏, 吴明, 邵学新, 等. 杭州湾南岸不同围垦年限农田土壤有机碳及其活性组分变化[J]. 水土保持学报, 2014, 28(2): 226-231 ( 0) |
| [13] |
赵新新, 金晓斌, 杜心栋, 等. 沿海滩涂垦殖对土壤氮总转化速率的影响分析[J]. 长江流域资源与环境, 2015, 24(9): 1552-1559 DOI:10.11870/cjlyzyyhj201509016 ( 0) |
| [14] |
Fu Q L, Ding N F, Liu C, et al. Soil development under different cropping systems in a reclaimed coastal soil chronosequence[J]. Geoderma, 2014, 230/231: 50-57 DOI:10.1016/j.geoderma.2014.03.026 ( 0) |
| [15] |
Ma C, Zheng R, Zhao J L, et al. Relationships between heavy metal concentrations in soils and reclamation history in the reclaimed coastal area of Chongming Dongtan of the Yangtze River Estuary, China[J]. Journal of Soils and Sediments, 2015, 15(1): 139-152 DOI:10.1007/s11368-014-0976-3 ( 0) |
| [16] |
宋怡轩, 金锐, 张鑫磊, 等. 围垦对崇明东滩湿地全程氨氧化微生物的影响[J]. 土壤, 2020, 52(6): 1196-1202 ( 0) |
| [17] |
Cui J, Liu C, Li Z L, et al. Long-term changes in topsoil chemical properties under centuries of cultivation after reclamation of coastal wetlands in the Yangtze Estuary, China[J]. Soil and Tillage Research, 2012, 123: 50-60 DOI:10.1016/j.still.2012.03.009 ( 0) |
| [18] |
Trimmer M, Shelley F C, Purdy K J, et al. Riverbed methanotrophy sustained by high carbon conversion efficiency[J]. The ISME Journal, 2015, 9(10): 2304-2314 DOI:10.1038/ismej.2015.98 ( 0) |
| [19] |
Whalen S C, Reeburgh W S, Sandbeck K A. Rapid methane oxidation in a landfill cover soil[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1990, 56(11): 3405-3411 DOI:10.1128/aem.56.11.3405-3411.1990 ( 0) |
| [20] |
Trotsenko Y A, Murrell J C. Metabolic aspects of aerobic obligate methanotrophy⋆[J]. Advances in Applied Microbiology, 2008, 63: 183-229 ( 0) |
| [21] |
王维奇, 曾从盛, 仝川. 闽江口芦苇湿地土壤甲烷产生与氧化能力研究[J]. 湿地科学, 2008, 6(1): 60-68 ( 0) |
| [22] |
Van Der Nat F J W A, Middelburg J J. Effects of two common macrophytes on methane dynamics in freshwater sediments[J]. Biogeochemistry, 1998, 43(1): 79-104 ( 0) |
| [23] |
陈中云, 闵航, 吴伟祥, 等. 土壤中甲烷氧化菌种群数量及其与甲烷氧化活性的关系[J]. 浙江大学学报(农业与生命科学版), 2001, 27(5): 546-550 ( 0) |
| [24] |
Zheng Y, Zhang L M, Zheng Y M, et al. Abundance and community composition of methanotrophs in a Chinese paddy soil under long-term fertilization practices[J]. Journal of Soils and Sediments, 2008, 8(6): 406-414 ( 0) |
| [25] |
Bodelier P L E, Roslev P, Henckel T, et al. Stimulation by ammonium-based fertilizers of methane oxidation in soil around rice roots[J]. Nature, 2000, 403(6768): 421-424 ( 0) |
| [26] |
Chan A S K, Parkin T B. Methane oxidation and production activity in soils from natural and agricultural ecosystems[J]. Journal of Environmental Quality, 2001, 30(6): 1896-1903 ( 0) |
| [27] |
曹开勋, 赵坤, 金王飞飞, 等. 水氮互作对稻田温室气体排放的影响[J]. 土壤学报, 2022, 59(5): 1386-1396 ( 0) |
| [28] |
王智平, 胡春胜, 杨居荣. 无机氮对土壤甲烷氧化作用的影响[J]. 应用生态学报, 2003, 14(2): 305-309 ( 0) |
| [29] |
张广斌, 马静, 马二登, 等. 尿素施用对稻田土壤甲烷产生、氧化及排放的影响[J]. 土壤, 2010, 42(2): 178-183 ( 0) |
2. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. Department of Soil Science, University of Manitoba, Winnipeg, MB, R3T2N2, Canada