<p>生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤N2O排放及相關(guān)功能基因豐度的影響李雙雙，陳 &nbsp;晨，段鵬鵬，許 &nbsp;欣，熊正琴*（南京農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，江蘇南京 210095）摘要: 【目的】生物質(zhì)炭顯著影響土壤氧化亞氮 (N2O) 排放，但關(guān)于其相關(guān)微生物機理的研究相對匱乏，尤其是生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤N2O排放的微生物作用機理。本文通過研究氮肥配施生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤N2O排放以及硝化和反硝化過程相關(guān)功能基因豐度的影響，探討酸性菜地土壤N2O排放與功能基因豐度的關(guān)系，闡釋生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤試驗N2O排放的微生物作用機理。【方法】在田間一次性施入生物質(zhì)炭 40 t/hm2，試驗連續(xù)進行了3年，共9茬蔬菜。設置4個處理：對照 (CK)、氮肥 (N)、生物質(zhì)炭 (Bc) 和氮肥 + 生物質(zhì)炭 (N +Bc)。在施用后第三年，采集土壤樣品進行室內(nèi)培養(yǎng)，應用熒光定量PCR技術(shù)檢測硝化過程氨氧化古菌(AOA)、氨氧化細菌 (AOB) 功能基因amoA和反硝化過程亞硝酸還原酶基因 (nirK、nirS) 以及N2O還原酶基因(nosZ) 等相關(guān)功能基因豐度，同時監(jiān)測土壤pH值、無機氮 (銨態(tài)氮、硝態(tài)氮) 含量及N2O排放?！窘Y(jié)果】與CK相比，生物質(zhì)炭 (Bc) 處理的土壤有機碳 (SOC) 提高了27.1%，總氮 (TN) 提高了8.2%，amoA-AOB基因豐度顯著降低了11.0%，nosZ基因豐度增加了21.2% (P &nbsp;0.05)。與CK相比，施用氮肥 (N) 顯著降低土壤pH (P &nbsp;0.05)；在715 d，N和N + Bc處理N2O排放速率迅速降低，且此階段N處理N2O排放速率顯著高于N + Bc處理 (P &lt; 0.05)。方差分析表明，培養(yǎng)時間、處理以及其交互作用均顯著影響培養(yǎng)期間N2O排放速率 (P &lt; 0.01)。培養(yǎng)期內(nèi)CK和Bc處理N2O累積排放量顯著低于N和N + Bc處理，且二者之間沒有顯著差異；N處理N2O累積排放量顯著高于CK處理 (P &lt; 0.001)，表 2 &nbsp; 田間施用生物質(zhì)炭3年后土壤基本性質(zhì)Table 2 &nbsp; Soil physicochemical properties after 3 years of field treatment with N fertilizer and biochar applicationin the acidic vegetable field處理Treatment有機碳SOC(g/kg)全氮Total N(g/kg)pH(15 H2O)CEC(cmol/kg)NH4+-N(mg/kg)NO3-N(mg/kg)CK 16.17 ± 1.07 c 1.69 ± 0.05 c 5.15 ± 0.07 a 20.75 ± 1.25 b 101.42 ± 4.53 c &nbsp; 26.47 ± 0.13 cN 19.45 ± 0.57 b 2.05 ± 0.01 a 3.91 ± 0.07 c 23.60 ± 1.21 b &nbsp; 208.10 ± 13.04 a 111.23 ± 2.84 bBc 22.17 ± 0.84 a 1.84 ± 0.01 b 5.26 ± 0.09 a 21.66 ± 0.31 b 106.20 ± 2.98 c &nbsp; 19.03 ± 0.21 dN + Bc 23.09 ± 0.39 a 2.12 ± 0.01 a 4.78 ± 0.01 b 27.35 ± 1.68 a 129.19 ± 3.19 b 139.98 ± 1.90 a處理TreatmentamoA-AOA(× 106 gene copies)amoA-AOB(× 106 gene copies)nirK(× 108 gene copies)nirS(× 109 gene copies)nosZ(× 106 gene copies)(nirS + nirK)/nosZCK 1.11 ± 0.14 a 10.27 ± 0.39 a &nbsp; 1.03 ± 0.07 c 0.97 ± 0.04 c 1.34 ± 0.03 d 1.50 ± 0.11 bcN 0.22 ± 0.03 c &nbsp; 3.24 ± 0.25 c &nbsp; 9.19 ± 0.02 b 3.30 ± 0.18 b 4.17 ± 0.11 b 3.00 ± 0.05 a &nbsp;Bc 0.95 ± 1.37 a &nbsp; 9.14 ± 0.78 b &nbsp; 1.13 ± 0.04 c 1.00 ± 0.80 c 1.70 ± 0.14 c 1.27 ± 0.50 c &nbsp;N + Bc 0.69 ± 0.06 b &nbsp; 5.34 ± 0.87 b 11.64 ± 0.73 a 4.11 ± 0.08 a 8.08 ± 0.24 a 1.95 ± 0.14 b &nbsp;注（Note）：表中值為平均值 ± 標準差 (n = 3)，同列數(shù)值后不同字母表示處理間差異顯著 (P &lt; 0.05) Values were mean ± standarddeviation (n = 3). Different letters in the same column represented significant difference among treatments (P &lt; 0.05).2 期李雙雙，等：生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤N2O排放及相關(guān)功能基因豐度的影響417 &nbsp;是CK處理的6.7倍 (圖1)；與N處理相比，N +Bc處理顯著降低N2O累積排放量33.3% (P &lt; 0.001)。雙因子方差分析結(jié)果顯示，氮肥和生物質(zhì)炭對N2O累積排放量的影響具有顯著的交互作用 (P &lt; 0.001)。2.3 &nbsp; &nbsp;室內(nèi)培養(yǎng)各處理土壤pH和無機氮含量的動態(tài)變化及方差分析采集前述田間試驗處理土壤樣品進行室內(nèi)培養(yǎng)，在初始加入 (NH4)2SO4溶液后，各處理土壤pH值都呈現(xiàn)降低的趨勢 (圖2a)；N處理土壤pH值在7 d后則呈現(xiàn)緩慢上升的趨勢；整個培養(yǎng)期間N處理的pH值均顯著低于N + Bc處理 (P &lt; 0.05)。N和N + Bc處理土壤NH4+-N含量在初始加入(NH4)2SO4溶液后，迅速上升后則呈現(xiàn)緩慢降低的趨勢，CK和Bc處理土壤NH4+-N含量降幅更加顯著(圖2b)。整個培養(yǎng)期間N處理的NH4+-N含量顯著高于N + Bc處理，且顯著高于CK和Bc處理 (P &lt; 0.05)；CK和Bc處理之間土壤NH4+-N含量差異不顯著。CK和Bc處理土壤NO3 含量呈現(xiàn)持續(xù)上升趨勢，施用氮肥的N和N + Bc處理培養(yǎng)期內(nèi)土壤NO3含量呈現(xiàn)降低趨勢 (圖2c)。整個培養(yǎng)期間，施用氮肥的N和N + Bc處理土壤NO3-N含量基礎(chǔ)值顯著高于CK處理 (P &lt; 0.05)；N + Bc處理的NO3-N含量均顯著高于N處理 (P &lt; 0.05)；除第28 d外，CK和Bc處理的土壤NO3 含量沒有顯著差異。方差分析表)« TrTreatment; ns表示差異不顯著 ns denoted notsignificant; *和*表示處理間在0.05和0.01水平上差異顯著Represented significant difference at 0.05 and 0.01 levels, respectively.418植 物 營 養(yǎng) 與 肥 料 學 報24 卷明，培養(yǎng)時間、處理以及其交互作用均顯著影響土壤NO3-N含量 (P &lt; 0.01)。2.4 &nbsp; &nbsp;室內(nèi)培養(yǎng)各處理微生物功能基因豐度的動態(tài)變化及方差分析采集前述田間試驗處理土壤樣品進行室內(nèi)培養(yǎng)，在初始加入 (NH4)2SO4溶液后，CK和Bc處理土壤amoA-AOB和amoA-AOA功能豐度均迅速上升，amoA-AOB豐度在第1 d達到峰值，分別為24.3 ×107 (CK)、20.3 × 107 (Bc) 拷貝數(shù)g1d.w.s，之后逐漸下降；而amoA-AOA豐度在第14 d達到峰值，分別為19.1 × 105 (CK)、18.7 × 105 (Bc) 拷貝數(shù)g1d.w.s，1421 d迅速下降，之后趨于平緩 (圖3a, 3b)。N處理土壤在整個培養(yǎng)期間amoA-AOB和amoA-AOA豐度均呈緩慢上升，但其amoA-AOB和amoA-AOA豐度均顯著低于CK處理 (P &lt; 0.05)。N + Bc處理的amoA-AOB和amoA-AOA豐度在第1 d顯著降低，但降幅不同；隨后amoA-AOB豐度緩慢上升，amoA-AOA豐度呈現(xiàn)緩慢降低的趨勢。培養(yǎng)期間各處理土壤nirK、nirS豐度顯著增加，之后均呈現(xiàn)緩慢降低的趨勢 (圖3c，圖3d)；CK和Bc處理土壤nirK、nirS豐度沒有顯著差異 (除第14 d，Bc處理的nirS基因豐度顯著高于CK處理)。N處理土壤nirK、nirS功能基因豐度均顯著高于CK處理 (P &lt; 0.05)，N + Bc處理土壤nirK、nirS基因豐度均顯著高于N處理 (P &lt; 0.05)。培養(yǎng)期間CK和Bc處理土壤nosZ功能基因豐度呈現(xiàn)上下波動趨勢，波動幅度不大 (圖3e)；N和N +Bc處理土壤nosZ基因豐度迅速上升，在第14天達到峰值，1435 d迅速下降；N和N + Bc處理土壤nosZ基因豐度均顯著高于CK處理。除第1、28和35 d外，N + Bc處理的nosZ功能基因豐度均顯著高于N處理 (P &lt; 0.05)。方差分析表明，培養(yǎng)時間、處理以及其交互作用均顯著影響amoA-AOA和nosZ (P &lt; 0.01)，而該交互作用對nirK、nirS豐度沒有顯著影響。2.5 &nbsp; &nbsp;菜地土壤室內(nèi)培養(yǎng)各處理N2O排放與土壤理化性質(zhì)間的關(guān)系菜地各處理土壤室內(nèi)培養(yǎng)期間，amoA-AOB、amoA-AOA基因豐度與pH呈顯著正相關(guān) (r分別為0.85、0.78，P &lt; 0.01)(表3)，與NO3-N呈顯著負相)« TrTreatment; ns表示差異不顯著 ns denoted notsignificant; *和*表示處理間在0.05和0.01水平上差異顯著Represented significant difference at 0.05 and 0.01 levels, respectively.2 期李雙雙，等：生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤N2O排放及相關(guān)功能基因豐度的影響419 &nbsp;關(guān) (r分別為0.58、0.68，P &lt; 0.01)，nosZ基因豐度與NH4+-N呈顯著正相關(guān) (r = 0.60，P &lt; 0.01)，nirS基因豐度與pH呈顯著正相關(guān) (r = 0.45，P &lt;0.05)。 N2O排放速率與氧化亞氮還原酶的標記基因nosZ基因拷貝數(shù)呈顯著正相關(guān) (r = 0.45，P &lt; 0.05)，與NH4+-N含量也呈現(xiàn)顯著正相關(guān) (r = 0.54，P &lt;0.01)，與pH則呈顯著負相關(guān) (r = 0.54，P &lt; 0.01)。3 &nbsp; &nbsp;討論3.1 &nbsp; &nbsp;氮肥和生物質(zhì)炭聯(lián)合施用對菜地土壤N2O排放的影響微生物主導的N2O產(chǎn)生包括多種過程，如硝化作用、硝化細菌反硝化作用、反硝化作用、聯(lián)合反硝化及硝酸鹽異化還原過程30，受土壤pH、無機氮含量、SOC含量等眾多因素的影響。本研究CK和Bc處理的N2O累積排放量很低 (圖1)，培養(yǎng)期間土壤NH4+-N含量迅速下降，NO3-N含量相應地迅速上升，具有較強的硝化作用，同時反硝化作用較弱，推測硝化作用并不是該菜地土壤N2O產(chǎn)生的主要來源。CK和Bc處理反硝化作用弱，N2O排放量也很低 (圖1)。大量研究表明，氮肥施用是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)N2O排放的重要來源1，施用氮肥能夠顯著增加酸性土壤N2O排放3133。本研究添加外源氮肥后，與CK和Bc處理相比，N和N + Bc處理顯著刺激土壤的N2O排放 (圖1)。這可能是由于：1) 長期施用N肥顯著增加土壤SOC含量 (表2，P &lt; 0.05)，為反硝化微生物的生長提供充足的碳源34；2) 較高的NO3 含量為反硝化微生物提供充足的底物35 (表2)。培養(yǎng)期間N和N + Bc處理NO3-N與NH4+-N含量變化不成比例 (圖2)；添加外源氮肥后，各施氮處理土壤NH4+-N濃度維持較高水平，NO3-N被明顯消耗，NO3-N濃度維持在較低水平，表明該菜地施氮處理土壤硝化作用較弱，反硝化作用較強，因此推測N和N +Bc處理土壤N2O排放主要來源于反硝化過程。前人研究也表明，酸性菜地土壤中硝化作用較弱36。施用生物質(zhì)炭能夠減緩N2O排放3739。本研究中施用生物質(zhì)炭顯著減少培養(yǎng)期間菜地土壤N2O累積排放量 (圖1)，與該地區(qū)施用相同生物質(zhì)炭的大田試驗結(jié)果一致31, 40。在本研究中，施用生物質(zhì)炭提高了土壤pH (表2)，因此土壤pH增加可能是減少酸性菜地土壤N2O排放的原因之一6。Cayuela等11分析發(fā)現(xiàn)，施用生物質(zhì)炭平均降低54%農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)N2O的排放，推測主要是由于生物質(zhì)炭的“石灰效應”影響土壤理化性質(zhì)和微生物數(shù)量，進而影響N2O排放。3.2 &nbsp; &nbsp;氮肥和生物質(zhì)炭聯(lián)合施用對菜地土壤氮循環(huán)相關(guān)功能基因豐度的影響氮肥施用影響土壤NH4+-N、NO3-N的含量以及pH值，進而影響硝化過程功能基因amoA-AOA、amoA-AOB41以及反硝化過程功能基因nirK、nirS、nosZ豐度 (表2，圖3)。經(jīng)過近3年田間試驗后，與CK和Bc相比，N和N + Bc顯著降低了amoA-AOA和amoA-AOB豐度。據(jù)報道，長期施用氮肥導致南方紅壤和北方黑土中的amoA-AOA豐度降低42-43。盡管諸多研究表明，無機氮添加能夠顯著刺激AOB種群數(shù)量的增長44，但本研究結(jié)果顯示，氮表 3 &nbsp; N2O排放速率與氨氧化古菌基因、氨氧化細菌、以及亞硝酸鹽還原酶基因、氧化亞氮還原酶基因與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系 ( r)Table 3 &nbsp; Correlation coefficients among N2O emission rate, soil physiochemical properties and ammonia-oxidizingarchaea (amoA-AOA), ammonia-oxidizing bacteria (amoA-AOB), abundance of nitrite reductase (nirK, nirS) gene,N2O reductase (nosZ) gene during incubationNER amoA-AOB amoA-AOA nosZ nirK nirS NH4+-N NO3-N pHNER 1amoA-AOB 0.32 1amoA-AOA 0.25 0.91* 1nosZ 0.45* 0.59* 0.54* 1nirK 0.26 0.26 0.23 0.04 1nirS 0.23 0.36 0.34 0.06 0.97* 1NH4+ 0.54* 0.04 0.03 0.60* 0.06 0.04 1NO3 0.18 0.58* 0.68* 0.07 0.12 0.27 0.69* 1pH 0.54* 0.85* 0.78* 0.38 0.4 0.45* 0.01 0.49* 1注（Note）：NERN 2O 排放速率 N2O emission rate; *和* 表示處理間在 0.05 和 0.01 水平上差異顯著 Represented significant differenceat 0.05 and 0.01 levels, respectively.420植 物 營 養(yǎng) 與 肥 料 學 報24 卷肥施用顯著降低amoA-AOB的豐度，可能是由于長期的氮肥施用導致土壤酸化，從而超出了細菌生長的閾值。Geisseler等研究表明，amoA-AOB生長的最適pH是5.545。本研究相關(guān)分析表明amoA-AOA豐度與pH呈正相關(guān) (r = 0.97，P &lt; 0.05)，說明amoA-AOA拷貝數(shù)隨土壤的酸化而顯著降低。Nicol等對pH梯度為4.97.5的草地土壤進行的研究則發(fā)現(xiàn)amoA-AOA數(shù)量隨土壤pH降低而明顯升高46，與本研究結(jié)果相反，可能與供試土壤養(yǎng)分濃度有關(guān)。此外，amoA-AOB豐度與NO3-N呈顯著負相關(guān)關(guān)系(P &lt; 0.01，表3)，因此推測土壤中較高NO3-N含量會對amoA-AOB造成不利的影響45。本研究結(jié)果表明，生物質(zhì)炭田間施用近3年后顯著增加amoA-AOA和amoA-AOB豐度 (表2)，培養(yǎng)期間二者差異不顯著 (圖3)。Ducey等22研究也表明，培養(yǎng)6個月后，生物質(zhì)炭顯著增加了amoA-AOB豐度；也有研究表明，生物質(zhì)炭同時顯著增加amoA-AOA和amoA-AOB豐度47。生物質(zhì)炭添加對硝化作用amoA-AOA、amoA-AOB豐度和反硝化作用nirS、nirK、nosZ豐度的影響不一致11, 22, 47。本研究通過近3年田間試驗結(jié)果顯示，N + Bc處理顯著提高土壤nirK、nirS、nosZ型反硝化功能基因豐度(表2，P &lt; 0.05)，這可能是由于N + Bc顯著增加NO3和SOC含量 (P &lt; 0.05，表2)，為反硝化微生物提供充足底物，刺激反硝化微生物生長。因此，一方面生物質(zhì)炭對nirK和nirS基因豐度的增加促進了土壤反硝化作用進程，并促進反硝化作用產(chǎn)生N2O；另一方面提高nosZ基因豐度，加速N2O還原為N2釋放到大氣中，促進土壤反硝化作用完全進行11, 46。重復方差分析表明，N2O排放具有顯著的培養(yǎng)時間效應 (P &lt; 0.01，表3)。本研究中N2O排放主要集中在培養(yǎng)前期，推測主要是生物質(zhì)炭中含有的溶解性有機碳刺激反硝化微生物。已有研究表明，當土壤中溶解性有機碳的含量增加時，N2O排放增加，這可能是由于溶解性有機碳為反硝化菌的活動提供了能量4849。Jones等研究表明，生物質(zhì)炭添加增加土壤溶解性有機碳濃度，本身含有的溶解性有機碳在培養(yǎng)36 h以內(nèi)就會被土壤微生物分解50。本研究中生物質(zhì)炭施用在一定程度上改變了反硝化微生物的組成，顯著增加nosZ型反硝化基因豐度 (圖3e)，降低土壤 (nirS+nirK)/nosZ比值，使得N2O消耗多于產(chǎn)生，最終降低其排放量，與前人研究結(jié)果一致51。這可能是生物質(zhì)炭能夠減少菜地土壤N2O排放的重要原因。Cayuela等11研究了15種農(nóng)業(yè)土壤后也指出，生物質(zhì)炭作為反硝化微生物的電子受體實現(xiàn)“電子穿梭”，把電子轉(zhuǎn)化到土壤反硝化微生物基團中，促進N2O還原為N2，降低N2O/(N2O + N2) 的比例，表明生物質(zhì)炭促進反硝化作用的最后一步。另外生物質(zhì)炭的酸性緩沖能力和較大的比表面積以及電子轉(zhuǎn)移特性，促進N2O還原為N25253。本研究中N +Bc處理的反硝化基因 (nirK、nirS、nosZ) 豐度最高，說明其反硝化作用較強；相關(guān)分析也表明， (nirS +nirK)/nosZ比值與pH值呈顯著負相關(guān) (r = 0.99，P &lt;0.01)，表明生物質(zhì)炭在酸性土壤中是通過增加土壤pH、改變反硝化的產(chǎn)物比6，進而減緩N2O排放。本研究結(jié)果表明，生物質(zhì)炭顯著影響反硝化微生物的功能基因豐度 (nirK、nirS、nosZ)，對硝化過程中氨氧化微生物功能基因沒有顯著影響 (amoA-AOA、amoA-AOB)。因此推測生物質(zhì)炭主要是通過促進反硝化作用最后一步，實現(xiàn)減緩酸性菜地土壤的N2O排放。4 &nbsp; &nbsp;結(jié)論在蔬菜生態(tài)系統(tǒng)中氮肥和生物質(zhì)炭聯(lián)合施用可以有效緩解菜地土壤酸化，提高土壤質(zhì)量，減少菜地土壤N2O排放，這主要歸因于酸性土壤反硝化作用中的nosZ基因豐度增加，菜地土壤中 (nirS +nirK)/nosZ比值降低，反硝化作用進行完全，促進N2O還原為N2。但是土壤中N2O排放是物理、化學、生物學等多方面因素綜合作用的結(jié)果，生物質(zhì)炭對菜地土壤微生物的影響機制，尤其是田間長期效應及影響機制仍需深入研究。參 考 文 獻：IPCC. Climate change 2013: The physical science basis. Contributionof working group I to the fifth assessment report of theintergovernmental panel on climate change M. Cambridge, UnitedKingdom and New York, USA: Cambridge University Press, 2013. &nbsp;1 &nbsp;Smith P, Martino D, Cai Z, et al. Greenhouse gas mitigation inagricultureJ. Philosophical Transactions of the Royal Society B,2008, 363: 789813. &nbsp;2 &nbsp;Ju X T, Kou C L, Zhang F S, et al. Nitrogen balance and groundwaternitrate contamination: comparison among three intensive croppingsystems on the North China PlainJ. Environmental Pollution, 2006,143(1): 117. &nbsp;3 &nbsp;Rashti M R, Wang W, Moody P, et al. Fertiliser-induced nitrousoxide emissions from vegetable production in the world and theregulating factors: A reviewJ. Atmospheric Environment, 2015,112: 225233. &nbsp;4 &nbsp;Ren T, Christie P, Wang J G, et al. Root zone soil nitrogenmanagement to maintain high tomato yields and minimum nitrogenlosses to the environmentJ. Scientia Horticulturae, 2010, 125(1):2533. &nbsp;5 &nbsp;2 期李雙雙，等：生物質(zhì)炭對酸性菜地土壤N2O排放及相關(guān)功能基因豐度的影響421 &nbsp;Qu Z, Wang J, Almøy T, et al. Excessive use of nitrogen in Chineseagriculture results in high N2O/(N2O+N2) product ratio ofdenitrification, primarily due to acidification of the soilsJ. GlobalChange Biology, 2014, 20(5): 16851698. &nbsp;6 &nbsp;Zhang W F, Dou Z X, He P, et al. New technologies reducegreenhouse gas emissions from nitrogenous fertilizer in ChinaJ.Proceedings of the National Academy of Sciences, 2013, 110(21):83758380. &nbsp;7 &nbsp;Novak J M, Cantrell K B, Watts D W, et al. Designing relevantbiochars as soil amendments using lignocellulosic-based and manure-based feedstocksJ. Journal of Soils and Sediments, 2014, 14(2):330343. &nbsp;8 &nbsp;Khan S, Chao C, Waqas M, et al. Sewage sludge biochar influenceupon rice (Oryza sativa L) yield, metal bioaccumulation andgreenhouse gas emissions from acidic paddy soilJ. EnvironmentalScience &amp; Technology, 2013, 47(15): 86248632. &nbsp;9 &nbsp;Rees F, Simonnot M O, Morel J L. Short-term effects of biochar onsoil heavy metal mobility are controlled by intra-particle diffusionand soil pH increaseJ. European Journal of Soil Science, 2014,65(1): 149161.10Cayuela M L, SánchezMonedero M A, Roig A, et al. Biochar anddenitrification in soils: when, how much and why does biocharreduce N2O emissionsJ. Scientific Reports, 2013, 3(7446): 1732.11Nelissen V, Saha B K, Ruysschaert G, Boeckx P. Effect of differentbiochar and fertilizer types on N2O and NO emissionsJ. SoilBiology &amp; Biochemistry, 2014, 70: 244255.12Suddick. An estimation of annual nitrous oxide emissions and soilquality following the amendment of high temperature walnut shellbiochar and compost to a small scale vegetable crop rotationJ.Science of the Total Environment, 2013, 465: 298307.13Wang J, Chen Z, Xiong Z, et al. Effects of biochar amendment ongreenhouse gas emissions, net ecosystem carbon budget andproperties of an acidic soil under intensive vegetable productionJ.Soil Use &amp; Management, 2015, 31(3): 375383.14Clough T J, Bertram J E, Ray J L, et al. Unweathered wood biocharimpact on nitrous oxide emissions from a bovine-urine-amendedpasture soilJ. Soil Science Society of America Journal, 2010, 74(3):852860.15Zwieten L V, Kimber S, Morris S, et al. Influence of biochars on fluxof N2O and CO2 from FerrosolJ. Soil Research, 2010, 48(6):555568.16Yanai Y, Toyota K, Okazaki M. Effects of charcoal addition on N2Oemissions from soil resulting from rewetting air-dried soil in short-term laboratory experimentsJ. Soil Science &amp; Plant Nutrition, 2007,53(2): 181188.17Cornelissen G, Rutherford D W, Arp H P H, et al. Sorption of pureN2O to biochars and other organic and inorganic materials underanhydrous conditionsJ. Environmental Science &amp; Technology,2013, 47(14): 77047712.18Spokas K A, Baker J M, Reicosky D C. Ethylene: Potential biocharamendment impactsJ. Plant and Soil, 2010, 333(12): 443452.19Ball P N, Mackenzie M D, Deluca T H, et al. Wildfire and charcoalenhance nitrification and ammonium-oxidizing bacterial abundance20in dry montane forest soilsJ. Journal of Environmental Quality,2010, 39(4): 12431253.王曉輝, 郭光霞, 鄭瑞倫, 等. 生物炭對設施退化土壤氮相關(guān)功能微生物群落豐度的影響J. 土壤學報, 2013, 50(3): 624631.Wang X H, Guo G X, Zheng R L, et al. Effect of biochar onabundance of N-related functional microbial communities indegraded greenhouse soilJ. Acta Pedologica Sinica, 2013, 50(3):624631.21Ducey T F, Ippolito J A, Cantrell K B, et al. Addition of activatedswitchgrass biochar to an aridic subsoil increases microbial nitrogencycling gene abundancesJ. Applied Soil Ecology, 2013, 65(2):6572.22鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析M. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2000. 355356.Bao S D. Soil and agricultural chemistry analysis M. Beijing: ChinaAgriculture Press, 2000. 355356.23郭赟, 吳宇澄, 林先貴, 等. 3次連續(xù)重復提取DNA能較好反映土壤微生物豐度J. 微生物學報, 2012, 52(7): 894901.Guo Y, Wu Y C, Lin X G, et al. Three successive extractions reducequantification bias of microbial communities associated withincomplete DNA recovery in soilJ. Acta Microbiologica Sinica,2012, 52(7): 894901.24Francis C A, Roberts K J, Beman J M, et al. Ubiquity and diversity ofammonia-oxidizing archaea in water columns and sediments of theoceanJ. Proceedings of the National Academy of Sciences of theUnited States of America, 2005, 102(41): 1468314688.25Rotthauwe J H, Witzel K P, Liesack W. The Ammoniamonooxygenase structural gene amoA as a functional marker:molecular fine-scale analysis of natural ammonia-oxidizingpopulationsJ. Applied &amp; Environmental Microbiology, 1997,63(12): 47044712.26Hallin S, Lindgren P E. PCR detection of genes encoding nitritereductase in denitrifying bacteriaJ. Applied &amp; EnvironmentalMicrobiology, 1999, 65(4): 16521657.27Guo G X, Deng H, Qiao M, et al. Effect of pyrene on denitrificationactivity and abundance and composition of denitrifying community inan agricultural soilJ. Environmental Pollution, 2011, 159(7):18861895.28Kloos K, Mergel A, Rösch C, et al. Denitrification within the genusAzospirillum and other associative bacteriaJ. Australian Journal ofPlant Physiology, 2001, 28(9): 991998.29Sanchezgarcía M, Roig A, Sanchezmonedero M A, et al. Biocharincreases soil N2O emissions produced by nitrification-mediatedpathwaysJ. Frontiers in Environmental Science, 2014, 2(2): 25.30李博, 張曼, 熊正琴. 施用氮肥與生物質(zhì)炭對菜地凈綜合溫室效應的影響J. 中國科技論文, 2014, 9(9): 10571062.Li B, Zhang M, Xiong Z Q. Effects of nitrogen fertilizer and biocharon net global warming potential of intensively managed vegetablefieldsJ. China Science Paper, 2014, 9(9): 10571062.31Cheng Y, Wang J, Zhang J B, et al. Mechanistic insights into thee</p>