浅层淹水条件下不同施肥处理对黑土氮素净转化的影响

郎 漫，李 平*，李 淼，魏 玮，李凯凯

(1.南京信息工程大学/江苏省农业气象重点实验室，江苏 南京 210044；2.南京信息工程大学应用气象学院，江苏 南京 210044)

作为作物生长的必需营养元素，氮素主要经2个途径提供给作物吸收利用：一是来源于土壤固有的氮，二是通过外源氮肥的施用。研究指出，即使向土壤中施入大量的氮肥，作物生长发育所需要的氮仍有50%来自土壤[1]，而在东北黑土区，这一比例甚至超过70%[2]。95%的土壤氮素以有机氮的形态存在，土壤有机态氮需经矿化转变为无机氮后才可以被植物吸收利用。有机氮矿化速率决定了土壤氮素的可利用性，而氮素的可利用性对土壤氮的利用效率和生态系统生产力具有重要影响[1]。土壤硝化作用减少了氨的挥发损失，但产生的硝态氮易淋溶进入地下水。此外，硝态氮还可以经反硝化作用产生氧化亚氮而损失掉，这一过程对氮素利用效率及其环境效应有重要影响[1]。因此，研究施肥后土壤中氮素的矿化和硝化作用对于合理施用氮肥具有重要意义。

东北黑土区是世界三大片黑土之一，因其有机质含量高、土地肥沃，一直以来是我国重要的商品粮基地。但是，近几十年来由于过度垦殖等原因，东北黑土质量逐年退化[3]。为了保持并提高土壤生产力，人们开始注重肥料的开发和施用，化肥和有机肥的施用量逐年增加[4]。关于施用化肥和有机肥对黑土氮素矿化作用和硝化作用的研究已有很多报道，但大多是基于好气状态下的研究[5-8]。黑土地形多为波状起伏的漫岗丘陵和台地低丘，土壤母质以粗粉砂和粘粒为主，具有黄土特性。长期以来，过度垦殖及顺坡耕种等不合理利用方式加重了雨季黑土出现局部涝害的可能性。尤其是在漫川漫岗耕地的坡下沉积带，由于地下水位低、排水不畅，当出现连续降雨时，土壤会较长时间处于浸泡或水分饱和状态[9-10]。唐国勇等[11]研究指出，淹水条件下土壤原有有机碳和外源添加有机物料碳矿化量显著高于好气条件，且碳矿化与氮矿化和硝化作用密切相关。但目前有关浅层淹水条件下黑土氮素转化规律的研究却鲜有报道。因此，开展浅层淹水条件下不同施肥处理对土壤氮素矿化作用和硝化作用的影响研究对于低洼地带的黑土氮素管理具有重要意义。

本研究以东北长期耕作黑土为对象，采用室内培养试验，研究浅层淹水条件下单施氮肥、氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆等不同施肥方式对黑土中无机氮的动态变化、硝化作用和矿化作用的影响。研究结果可为黑土耕作过程中肥料的合理施用提供指导意见，并可为合理调控黑土氮素循环，评价其环境效应提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

土样采自黑龙江省哈尔滨市阿城区蜚克图镇光明村，采用S形多点采样法采集0～20 cm表层土样，将土壤均匀混合，自然风干、磨碎后过2 mm筛备用。土壤基本理化性质见表1。

表1 供试土壤的基本理化性质[12]

供试猪粪采自当地农户，供试玉米秸秆为采样地点成熟收割后新鲜秸秆的地上部分。将猪粪和秸秆风干后磨细过1 mm筛，并于80℃烘干备用。猪粪pH值为7.58，有机碳含量为30.6%，全氮含量为2.32%，C/N为13.2；秸秆pH值为6.87，有机碳含量为56.9%，全氮含量为1.12%，C/N为50.8。

1.2 试验设计

1.3 分析方法

土壤pH值用水浸提测定(水土比2.5∶1)；采用碳氮元素分析仪测定土壤、猪粪和秸秆的有机碳和全氮含量；采用激光粒度分析仪测定土壤质地；参照文献[13]的方法测定土壤水溶性有机碳和水溶性有机氮的含量；土壤最大持水量的测定参照文献[14]中的方法；土壤铵态氮和硝态氮含量采用MgO-定氮合金蒸馏法测定。

1.4 结果计算与统计分析

净氮矿化量根据下列公式进行计算[12]：

(1)

净硝化速率根据下列公式计算[12]：

(2)

利用Excel 2003软件进行数据计算与制图，利用SPSS 13.0软件进行数据显著性检验。

2 结果与分析

2.1 土壤铵态氮含量的动态变化

不同施肥处理显著影响了土壤铵态氮含量(图1)。受施入猪粪带入的铵态氮及猪粪矿化释放铵态氮的影响，经7 d预培养结束后，正式培养开始后0 d氮肥配施猪粪处理的铵态氮含量最高，达到N 221.8 mg/kg，分别是单施氮肥处理(N 136.0 mg/kg)和CK处理(N 24.16 mg/kg)的1.63和9.18倍。由图1可知，各处理铵态氮含量随培养的进行逐渐下降，其中CK处理和单施氮肥处理在0～7 d内缓慢下降，7 d后迅速下降。氮肥配施秸秆处理铵态氮含量在最初3 d内下降速率最快，之后缓慢下降。氮肥配施猪粪处理铵态氮含量在培养的7～21 d内下降速率最快，其余时间内均缓慢下降。与CK处理相比，单施氮肥处理显著提高了培养期间的铵态氮含量(P<0.01)，但培养结束时两者没有显著差异。相对于单施氮肥处理，氮肥配施猪粪处理显著提高了0～14 d内的铵态氮含量(P<0.01)，但培养21 d后两者没有显著差异。而氮肥配施秸秆处理铵态氮含量在培养期间显著低于单施氮肥处理(P<0.01)，但仍然高于CK处理。至培养结束，各处理的铵态氮含量均没有显著差异。

图1 不同施肥处理土壤铵态氮含量的动态变化

2.2 土壤硝态氮含量的动态变化

与土壤铵态氮含量的变化相似，不同施肥处理也显著影响了土壤硝态氮含量(图2)。在培养开始后一周内各处理硝态氮含量均没有显著变化，其后则呈现不断增加的趋势。单施氮肥处理的硝态氮含量增加速度最快，其次为不施氮肥的CK处理，氮肥配施秸秆处理的增加速度最慢。与CK处理相比，单施氮肥处理的硝态氮含量在0～7 d内没有显著差异，但培养7 d后硝态氮含量显著增加(P<0.01)，培养结束时单施氮肥处理硝态氮含量(N)为220.1 mg/kg，为CK处理(126.1 mg/kg)的1.75倍。与CK处理和单施氮肥处理相比，氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理的硝态氮含量显著降低(P<0.01)，整个培养期间在数值上都相差一个数量级，培养结束时氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理的硝态氮含量分别为14.5和10.8 mg/kg，比CK处理分别降低了88.5%和91.8%，分别比单施氮肥处理降低了93.4%和95.1%。在培养的前28 d，氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理的硝态氮含量均没有显著差异，但培养结束后氮肥配施猪粪处理的硝态氮含量显著高于氮肥配施秸秆处理(P<0.01)。

图2 不同施肥处理土壤硝态氮含量的动态变化

2.3 不同施肥处理对土壤矿化作用的影响

不同施肥处理显著影响了土壤氮素矿化过程(图3)。CK处理和单施氮肥处理的净氮矿化量随培养的进行逐渐增加，CK处理的净氮矿化量在整个培养期间都为正值，而单施氮肥处理的净氮矿化量在培养的最初1周内为负值，约10 d后为正值且与CK处理相近。培养期间CK处理和单施氮肥处理的平均净氮矿化速率没有显著差异。氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理的净氮矿化量随培养的进行逐渐下降，在整个培养期间都为负值且显著低于单施氮肥处理(P<0.01)，说明添加猪粪和秸秆促进了土壤无机氮的固定。培养前2周氮肥配施秸秆处理的净氮固定量大于氮肥配施猪粪处理，2周后氮肥配施猪粪处理的净氮固定量显著大于氮肥配施秸秆处理。至培养结束时，氮肥配施猪粪处理的净氮矿化量和净氮矿化速率分别为N-197 mg/kg和N-5.61 mg/(kg·d)，显著低于氮肥配施秸秆处理的N-110 mg/kg和N-3.15 mg/(kg·d)(P<0.01)。

2.4 不同施肥处理对土壤硝化作用的影响

各处理土壤平均净硝化速率见图4。与不施氮肥的CK处理相比，培养35 d后单施氮肥处理的平均净硝化速率[N 4.50 mg/(kg·d)]是CK处理[N 1.85 mg/(kg·d)]的2.43倍，说明施用氮肥显著促进了土壤的硝化作用。与单施氮肥处理相比，氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理显著抑制了硝化作用的进行，培养35 d后氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理的平均净硝化速率分别为N 0.29和0.18 mg/(kg·d)，与单施氮肥处理相比分别降低了93.5%和96.0%，与CK处理相比分别降低了84.3%和90.3%。

图3 不同施肥处理土壤净氮矿化量的动态变化和平均净氮矿化速率

图4 不同施肥处理土壤平均净硝化速率

2.5 不同施肥处理土壤pH和有机碳含量

培养期间各处理土壤pH和有机碳含量的动态变化如图5所示。浅层淹水条件下各处理土壤的pH值都随着培养的进行呈逐渐上升的趋势。与CK处理相比，单施氮肥对土壤pH值没有显著影响，但氮肥配施猪粪处理和氮肥配施秸秆处理的pH值显著高于CK处理和单施氮肥处理，尤以氮肥配施猪粪处理的土壤pH值最高。在培养的前2周氮肥配施猪粪处理和氮肥配施秸秆处理的pH值没有显著差异，2周后则显著高于氮肥配施秸秆处理(P<0.05)。整个培养期间各处理土壤有机碳含量均保持一个平稳状态，但氮肥配施猪粪处理和氮肥配施秸秆处理的有机碳含量显著高于CK处理和单施氮肥处理(P<0.05)，氮肥配施秸秆处理的有机碳含量最高。

图5 不同施肥处理土壤pH和有机碳含量的动态变化

3 讨论

土壤中的矿化作用和硝化作用与土壤水分含量密切相关。研究表明，氮矿化速率和硝化速率随土壤水分的增加而增加，当土壤水分增加到一定值时，矿化速率和硝化速率迅速降低；水分含量为田间持水量时矿化速率最大，水分含量为田间持水量的60%时硝化作用最为旺盛[15-16]。本研究中整个培养期间不施肥对照处理和添加氮肥处理的矿化速率和硝化速率与之前好气条件下的研究结果[12]没有显著差别。这可能是因为自然条件下旱地耕层土壤富含较多的好气性微生物，虽然培养期间土壤水分含量保持在110%WHC，属浅层淹水状态，但培养瓶中土层厚度仅2 cm左右，水层厚度仅约2～3 mm，溶解在水层中的氧气可以渗入到土壤中，满足了硝化微生物和参与矿化过程的微生物生长对氧气的需求。有研究报道[17-18]，土壤浅层覆水(2～3 mm)可使表层土体(5～8 mm)和接近培养瓶内壁的土体(5 mm)处于好气状态，因此矿化作用和硝化作用仍能快速发生。

土壤有机氮的矿化作用主要是由异养微生物参与的生物过程，向土壤中加入有机物料和氮肥后会改变土壤的碳氮比，进而影响土壤中有机氮矿化和固定过程的相对强弱程度和无机氮的动态变化过程[19]。本研究中单施氮肥处理的净氮矿化量在培养开始后的1周内为负值，显著低于对照处理，说明无机氮肥的加入显著抑制了土壤有机氮的矿化作用。Sierra[20]的研究表明，土壤无机氮含量与土壤有机氮矿化量呈显著负相关关系，表明土壤中存在一个控制有机氮矿化的反馈机制：较高的矿质氮初始值会抑制土壤有机氮的矿化，而且这一机制与微域土壤环境中的“矿化-固化”过程密切相关。

不同组成和性质的有机物料对土壤微生物活动的影响不同，因而对土壤氮素固定-矿化的作用也有所不同。一般认为，土壤中加入的有机物料C/N大于25时，固定占优势，净矿质氮变化量为负值；C/N小于25时，矿化占优势，净矿质氮变化量为正值[21]。本研究使用的玉米秸秆C/N(50.8)大于25，氮肥配施秸秆处理的净氮矿化量在整个培养期间都是负值，说明秸秆的加入促进了土壤无机氮的生物固定。从图5可以看出，氮肥配施秸秆处理的土壤有机碳含量显著高于对照处理和单施氮肥处理，这种在能源供应上的巨大扰动，显著刺激了土壤异养微生物的生长和繁殖，因此需要同化更多的无机氮来构成自身的碳氮比组成[22]。本研究中添加的猪粪C/N(13.2)较低，但是氮肥配施猪粪处理的净氮矿化量在整个培养期间都为负值且随着培养时间的进行逐渐降低。与对照处理和单施氮肥处理相比，氮肥配施猪粪处理的土壤有机碳含量显著提高(图5)，说明浅层淹水条件下向土壤中添加猪粪促进了有机碳的积累，进而导致了无机氮的生物固定。此外，参与氮素固定过程的微生物只能利用小分子结构简单的有效碳，复杂的土壤有机碳需要分解矿化后才可以被微生物利用[23]。唐国勇等[11]研究发现，在30%～105%WHC的水分条件下，土壤原有有机碳和添加有机物料的有机碳矿化量随着水分含量的提高而增加，淹水条件下有机物料碳的矿化量最大，为好气处理的1.12～3.01倍。因此，本研究中浅层淹水条件下添加猪粪可能促进了土壤本底有机碳和猪粪本身有机碳的矿化分解，产生大量易分解小分子有效碳，为微生物提供了充足的可以直接利用的碳源，进而促进了氮素的大量固定。本研究结果还表明，虽然氮肥配施猪粪处理的土壤有机碳含量在整个培养期间都低于氮肥配施秸秆处理(图5)，但是氮肥配施猪粪处理的净氮固定量只在培养的前2周显著低于氮肥配施秸秆处理，2周后则显著高于氮肥配施秸秆处理(图3)，这可能与两个处理土壤pH和有机碳含量的差异有关。淹水条件下有机物料分解产生的还原性物质使得土壤中铁、锰化合物被还原，在此过程中消耗了溶液中的氢离子，导致土壤pH值升高[24]。微生物喜欢在中至碱性的环境下生长，但是土壤微生物对氮素的固定取决于多种因素[25-26]。整个培养过程中氮肥配施猪粪处理的pH值都高于氮肥配施秸秆处理，在培养的前2周两个处理的pH差异不大，微生物对氮素的固定可能取决于有机碳含量的高低，因此氮肥配施秸秆处理的固定量高；2周后氮肥配施猪粪处理的土壤pH更接近中性，更有利于微生物的活动，因此虽然有机碳含量相对氮肥配施秸秆处理较低，但是对氮素固定的影响却显著提高。

铵态氮是硝化作用的底物，向土壤中施用铵态氮肥后对土壤中硝化细菌的数量和活性具有重要影响。研究表明，施用铵态氮肥后土壤中硝化细菌的数量相比不施肥土壤提高了20多倍[27]。关于铵态氮肥对土壤硝化作用的促进效应已有很多报道[28-29]。本研究结果也表明，施用氮肥处理的净硝化速率显著高于不施肥的对照处理(图3)，这与前人的研究结果一致。

整个培养期间氮肥配施猪粪和氮肥配施秸秆处理的铵态氮含量随培养的进行显著下降(图1)，但硝态氮含量仅缓慢增加(图2)，说明猪粪和秸秆的加入抑制了硝化作用的进行。有关秸秆对土壤硝化作用的影响已有很多报道，无论是在好气条件下还是淹水条件下基本上都表现为抑制硝化作用的发生[6-8,30]。这是因为秸秆的碳氮比较高，富含碳源物质，添加到土壤后为微生物提供了丰富的能源，刺激了微生物的生长和繁殖，促进了土壤中无机氮的生物固定，导致硝化作用的底物减少[19]。与秸秆的影响不同，向土壤中添加有机粪肥对土壤硝化作用的影响取决于土壤水分含量。好气条件下向土壤中施用粪肥通常会促进硝化作用的进行[31-32]，因为有机粪肥能够提高硝化细菌的数量和活性，促进土壤有机氮的矿化以为硝化作用提供更多的底物[33]，而在淹水条件下添加猪粪对硝化作用具有显著抑制作用[34]。本研究也发现当土壤处于浅层淹水条件时，氮肥和猪粪配施后硝化作用受到了显著抑制，一方面可能是淹水条件不利于硝化细菌的繁殖[18]，另一方面也可能是因为淹水促进了铵态氮的生物固定，减少了硝化作用的底物数量。值得注意的是，本试验结果是基于室内培养试验获得的，与田间实际环境条件有所差异。而且试验所用土壤为风干土，有研究表明土壤经过风干、过筛和复水后，有机氮的矿化速率和硝化速率都有所增加[35-36]。因此，关于淹水条件下不同施肥处理对土壤矿化作用和硝化作用的影响还需进行深入地研究。

4 结论

浅层淹水条件下不同施肥处理显著影响黑土氮素净转化过程。浅层淹水时土壤矿化作用和硝化作用仍能正常进行，但不同培养时期不同施肥处理对土壤氮素转化的影响有所差异。单施氮肥处理在培养前期表现为对有机氮矿化的抑制但是对硝化作用没有影响，后期则表现为对硝化作用的显著促进,但是对有机氮矿化没有影响。浅层淹水条件下在施用氮肥的基础上配施有机物料显著促进了土壤中无机氮的生物固定，培养前期氮肥配施秸秆处理的氮固定量大于氮肥配施猪粪处理，后期则显著低于氮肥配施猪粪处理，这与土壤中pH和有机碳含量的变化有关。由于无机氮的生物固定减少了硝化作用的底物，因此，氮肥配施有机物料显著抑制了硝化作用的发生，但还需开展田间原位试验进行深入探讨。在黑土区农业生产中，应加强对水分的管理，以更好地发挥各种无机和有机肥料的肥效，减少氮转化带来的氮损失及其可能的负面环境效应。

参考文献:

[1] 朱兆良,文启孝.中国土壤氮素[M].南京:江苏科学技术出版社,1992.

[2] 王建国,韩晓增,刘鸿翔.黑土农田化肥氮素去向的研究[J].生态学杂志,1997,16(5):61-63.

[3] 焦晓光,隋跃宇,魏丹.长期施肥对薄层黑土酶活性及土壤肥力的影响[J].中国土壤与肥料,2011,(1):6-9.

[4] 杨青林,桑利民,孙吉茹,等.我国肥料利用现状及提高化肥利用率的方法[J].山西农业科学,2011,39(7):690-692.

[5] Tong D L,Xu R K.Effects of urea and(NH4)2SO4on nitrification and acidification of Ultisols from Southern China[J].Journal of Environmental Sciences,2012,24(4):682-689.

[6] 区惠平,沈方科,陈秋实,等.免耕和稻草还田对稻田土壤氮素转化强度的影响[J].土壤通报,2012,43(4):877-882.

[7] 赵征宇,孙永红,赵明,等.有机无机肥配施对土壤氮素转化和番茄产量品质的影响[J].华北农学报,2013,28(1):208-212.

[8] 何飞飞,梁运姗,易珍玉,等.有机无机肥配施对酸性菜地土壤硝化作用的影响[J].植物营养与肥料学报,2014,20(3):534-540.

[9] 张孝存,郑粉莉,安娟,等.典型黑土区坡耕地土壤侵蚀对土壤有机质和氮的影响[J].干旱地区农业研究,2013,31(4):182-186.

[10] 隋跃宇,孟凯,张兴义.黑土坡耕地治理研究[J].农业系统科学与综合研究,2002,18(4):298-303.

[11] 唐国勇,童成立,苏以荣,等.含水量对14C标记秸秆和土壤原有有机碳矿化的影响[J].中国农业科学,2006,39(3):538-543.

[12] 李平,郎漫,李煜姗,等.不同施肥处理对黑土硝化作用和矿化作用的影响[J].农业环境科学学报,2015,34(7):1326-1332.

[13] Burford J R,Bremner J M.Relationships between the denitrification capacities of soils and total water soluble and readily decomposable soil organic matter[J].Soil Biology and Biochemistry,1975,7:389-394.

[14] Fierer N,Schimel J P.Effects of drying-rewetting frequency on soil carbon and nitrogen transformations[J].Soil Biology and Biochemistry,2002,34(6):777-787.

[15] 李玲玲,李书田.有机肥氮素矿化及影响因素研究进展[J].植物营养与肥料学报,2012,18(3):749-757.

[17] Li H L,Han Y,Cai Z C.Nitrogen mineralization in paddy soils of the Taihu Region of China under anaerobic conditions:dynamics and model fitting[J].Geoderma,2003,115(3-4):161-175.

[18] Engelaar W M H G,Bodelier P L E,Laanbroek H J,et al.Nitrification in the rhizosphere of a flooding-resistant and a flooding-non-resistant Rumex species under drained and waterlogged conditions[J].FEMS Microbiology Letters,1991,86(1):33-42.

[19] Said-Pullicino D,Cucu M A,Sodano M,et al.Nitrogen immobilization in paddy soils as affected by redox conditions and rice straw incorporation[J].Geoderma,2014,228-229:44-53.

[20] Sierra J.Relation between mineral N content and N mineralization rate in disturbed and undisturbed soil samples incubated under field and laboratory condition[J].Australian Journal of Soil Research,1992,30(4):477-492.

[21] 石洪艾,尤孟阳,李禄军,等.长期施用有机物料下黑土氮素有效性及其与作物产量的关系[J].生态学杂志,2012,31(9):2283-2288.

[22] Hadas A,Kautsky L,Goek M,et al.Rates of decomposition of plant residues and available nitrogen in soil,related to residue composition through simulation of carbon and nitrogen turnover[J].Soil Biology and Biochemistry,2004,36:255-266.

[23] Gibbs P,Barraclough D.Gross mineralization of nitrogen during the decomposition of leaf protein I(ribulose 1,5-diphosphate carboxylase)in the presence or absence of sucrose[J].Soil Biology and Biochemistry,1998,30:1821-1827.

[24] Yamaguchi N,Nakamura T,Dong D,et al.Arsenic release from flooded paddy soils is influenced by speciation,Eh,pH,and iron dissolution[J].Chemosphere,2011,83(7):925-932.

[25] Luo Y,Durenkamp M,De Nobili M,et al.Microbial biomass growth,following incorporation of biochars produced at 350℃ or 700℃,in a silty-clay loam soil of high and low pH[J].Soil Biology and Biochemistry,2013,57:513-523.

[26] Tahovská K,Kaňa J,Bárta J,et al.Microbial N immobilization is of great importance in acidified mountain spruce forest soils[J].Soil Biology and Biochemistry,2013,59:58-71.

[27] Geisseler D,Scow K M.Long-term effects of mineral fertilizers on soil microorganisms-A review[J].Soil Biology and Biochemistry,2014,75:54-63.

[28] Abbasi M K,Adams W A.Gaseous N emission during simultaneous nitrification-denitrification associated with mineral N fertilization to a grassland soil under field conditions[J].Soil Biology and Biochemistry,2000,32(8-9):1251-1259.

[29] Müller C,Laughlin R J,Christie P,et al.Effects of repeated fertilizer and cattle slurry applications over 38 years on N dynamics in a temperate grassland soil[J].Soil Biology and Biochemistry,2011,43(6):1362-1371.

[30] Bhattacharyya P,Roy K S,Neogi S,et al.Effects of rice straw and nitrogen fertilization on greenhouse gas emissions and carbon storage in tropical flooded soil planted with rice[J].Soil and Tillage Research,2012,124:119-130.

[31] Ceccherini M T,Castaldini M,Piovanelli C,et al.Effects of swine manure fertilization on autotrophic ammonia oxidizing bacteria in soil[J].Applied Soil Ecology,1998,7(2):149-157.

[32] Yamada T,Araki S,Ikeda-Ohtsubo W,et al.Community structure and population dynamics of ammonia oxidizers in composting processes of ammonia-rich livestock waste[J].Systematic & Applied Microbiology,2013,36(5):359-367.

[33] Chu H Y,Fujii T,Morimoto S,et al.Community structure of ammonia oxidizing bacteria under longterm application of mineral fertilizer and organic manure in a sandy loam soil[J].Applied Environmental Microbology,2007,73(2):485-491.

[34] Zhou S,Sakiyama Y,Riya S,et al.Assessing nitrification and denitrification in a paddy soil with different water dynamics and applied liquid cattle waste using the15N isotopic technique[J].Science of the Total Environment,2012,430:93-100.

[35] Lundquist E,Jackson L,Scow K.Wet dry cycles affect DOC in two California agricultural soils[J].Soil Biology and Biochemistry,1999,31:1031-1038.

[36] Harrison-Kirk T,Beare M H,Meenken E D,et al.Soil organic matter and texture affect responses to dry/wet cycles:Effects on carbon dioxide and nitrous oxide emissions[J].Soil Biology and Biochemistry,2013,57:43-55.