2结果


2.1 N2O排放速率与累积排放量


本研究结果表明，土壤N2O排放速率随着土壤含水量升高而增加（图1-A）。在80%、95%WFPS条件下，各处理间土壤N2O排放速率在培养第2—4天出现排放高峰，并且其最大排放速率分别为1.46和3.30 mgN·kg-1·d-1，随后N2O排放速率逐渐降低。67%WFPS土壤N2O整体排放水平比较低（低于0.20 mgN·kg-1·d-1），在培养第1—2天出现较高的N2O排放量。高、中和低含水量土壤N2O加权平均排放通量分别为1.17、0.27和0.08 mgN·kg-1·d-1。其中，高、中含水量土壤在培养前7—10 d具有较高的N2O排放速率，之后排放速率较低且变化不大。低含水量各处理间N2O排放速率差异显著，且无C2H2处理>10%（V/V）C2H2处理>0.1%（V/V）C2H2处理（表1）。


整个培养周期，高、中和低含水量土壤N2O累积排放量分别为21.06、4.77和1.48 mgN·kg-1，分别为培养初期总的无机氮含量的19.39%、4.39%和1.36%（NH+4-N+NO-3-N初始含量均为108.62 mgN·kg-1），这说明，随着土壤含水量增大，气态氮损失量增加；高、中含水量土壤N2O累积排放量分别比低含水量高13.23和2.22倍，高含水量土壤N2O累积排放量比中含水量高3.42倍。各水分处理间N2O累积排放量均达到显著水平（＜0.01）。


各含水量土壤，无C2H2处理N2O累积排放量均显著高于0.1%（V/V）C2H2处理（＜0.01），这说明0.1%（V/V）C2H2处理有效抑制了硝化过程中的自养氨氧化过程；同时，10%（V/V）C2H2处理N2O累积排放量均显著高于0.1%（V/V）C2H2处理（＜0.01），这表明10%（V/V）C2H2处理有效抑制了N2O还原成N2的过程（表1）。

表1两种C2H2处理对土壤N2O排放速率及累积排放量的影响

CK：无C2H2处理；ER：N2O排放速率；CE：N2O累积排放量。为了方差分析准确性，保留了小数点后4位。同一列中不同小写字母表示处理间差异显著（＜0.05）。下同

误差线表示标准误（n=3）.下同

图1不同含水量土壤培养期N2O排放速率和累积排放量


2.2土壤中无机氮NH+4-N和NO-3-N含量的变化


培养期间，土壤中NH+4-N和NO-3-N浓度变化说明了氮的转化过程。各处理土壤NH+4-N浓度大体上均呈逐渐下降趋势。中、低含水量处理，土壤NH+4-N浓度在培养开始后急剧下降，至培养第3天分别降低了95.54%和97.22%，之后稍有波动，但变化不大。高含水量处理NH+4-N浓度与另外两个处理相比下降缓慢，到培养第3和10天分别减少了49.85%和77.89%（图2-A）。


土壤NO-3-N含量在整个培养周期呈增加的趋势。中、低含水量处理，土壤中NO-3-N浓度从培养开始至第3天迅速升高，之后未出现明显变化。至培养第18天，高、中和低含水量处理NO-3-N浓度分别为80.66、101.54和100.03 mgN·kg-1（3个含水量NO-3-N初始含量均为6.29 mgN·kg-1），高含水量处理与中、低含水量处理间差异显著（=0.0086），中低含水量处理间差异不显著（图2-B）。


2.3不同乙炔处理下反硝化产物N2O和N2O+N2的产生规律


N2O还原成N2的途径对于了解农业土壤中N2O消耗非常重要，并且这可能是一个考虑如何减缓N2O排放的方向。0.1%(V/V）C2H2抑制自养氨氧化作用，10%（V/V）C2H2抑制N2O还原成N2，同时抑制自养氨氧化作用。本研究通过分析0.1%（V/V）C2H2和10%（V/V）C2H2处理组N2O排放通量来估测可能的反硝化产物（N2O+N2）排放量以及N2O/（N2O+N2）比率。培养期间，土壤反硝化作用产生的N2O和（N2O+N2）加权平均排放通量，高含水量处理（分别为0.85和1.11 mgN·kg-1·d-1）显著高于中（分别为0.22和0.33 mgN·kg-1·d-1）、低含水量处理（分别为0.06和0.08 mg·N·kg-1·d-1），两个较低含水量处理间也均达显著水平（均为＜0.0001；表1）。高、中和低含水量土壤N2O/（N2O+N2）比率分别为0.61、0.72和0.86，并且各水分处理间差异显著（＜0.0001），这说明，在67%WFPS处理下，只有14%的N2O还原成了N2，大部分以N2O形式排放到了外界环境中（表1）。

图2不同含水量土壤培养期间NH+4-N(A)和NO-3-N(B)含量


2.4土壤N2O的同位素特征


N2O峰值一般出现在施肥后一周内。因此，以下探讨了培养第一周期间N2O同位素特征。N2O同位素特征值受土壤含水量的影响显著（图3）。对于N2O的δ15Nbulk和δ18O，各含水量处理间差异均达显著性水平（＜0.0001）。高、低含水量处理的SP值显著高于中含水量（＜0.0001）。所有处理下δ15Nbulk平均值均为负值，变化范围为从-43.95‰到-5.31‰，δ18O和SP平均值均为正值，变化范围分别为12.28‰—40.66‰以及10.30‰—21.58‰。土壤含水量对N2O同位素特征值影响利用相关性进行分析发现，WFPS与δ15Nbulk具有显著负相关关系（=-0.77，＜0.0001），另外，其与δ18O和SP均无显著相关性；SP与δ15Nbulk呈显著正相关（=0.34，＜0.01），与δ15Nbulk相比，SP与δ18O相关性更加显著（=0.56，＜0.0001）；δ15Nbulk和δ18O具有显著正相关关系（=0.61，＜0.0001）。


土壤排放N2O的δ15Nbulk值随着土壤含水量的增加而减�。ㄍ�3）。根据同位素分馏效应，添加NH+4会诱导土壤发生硝化作用，随着硝化作用进行，剩余底物会富集重同位素，导致NH+4的δ15N增加，这可能会促使N2O的δ15Nbulk发生显著变化，因此，可能会使利用δ15Nbulk区分N2O产生途径复杂化。研究发现，3个含水量在无C2H2处理下N2O的δ15Nbulk在培养第一周均呈增加趋势，变化范围为-54.78‰—3.62‰，这与之前的研究一致，即施用尿素和铵态氮肥料后，N2O的δ15Nbulk通常会随着培养时间升高。δ15Nbulk加权平均值为高含水量（-42.93‰）＜中含水量（-28.81‰）＜低含水量（-4.07‰），且各水分处理间差异显著（＜0.0001）。

图3不同含水量土壤培养第一周N2O同位素特征值（δ15Nbulk，δ18O和SP）

表2两种C2H2处理对土壤N2O同位素特征值（δ15Nbulk，δ18O，SP）的影响


2.5基于SP值的硝化和反硝化过程对土壤N2O排放的贡献率


不加C2H2各处理SP值在培养第一周均呈先升高再下降的趋势（图3）。高、中和低含水量土壤N2O的SP加权平均值，不加C2H2处理下分别为20.70‰、10.26‰和21.07‰，这与之前纯培养研究相比，高于反硝化作用SP值（-10‰—0‰），低于硝化作用SP值（33‰—37‰），这说明在各含水量土壤中可能同时具有多个N2O产生途径。0.1%（V/V）C2H2处理下高、中和低含水量的SP加权平均值分别为17.38‰、8.88‰和19.96‰，10%（V/V）C2H2处理下，高（15.71‰）、中（5.95‰）和低（18.67‰）含水量土壤N2O的SP加权平均值分别比0.1%（V/V）C2H2处理降低了10%、33%和6%。该结果表明，反硝化过程中可能发生N2O还原（表2）。低含水量处理的SP值在培养前两天均较低（分别为6.74‰和12.04‰），以反硝化作用为主，分别占N2O生成量的66.15%和56.36%；之后主要以硝化作用为主；中含水量土壤的SP值在培养第1—7天均较低（3.92‰—15.21‰），N2O主要由反硝化作用产生，由反硝化作用排放的N2O贡献率为40.90%—74.04%（表3）；高含水量处理10%（V/V）C2H2的SP值在培养第一周比较高（7.61‰—21.11‰），而添加10%（V/V）C2H2处理会抑制自养氨氧化过程以及N2O还原成N2过程，故该处理不会因此出现较高的SP值，这说明可能发生了部分真菌反硝化作用。MAEDA等通过研究67种真菌发现其SP平均值为30‰±4.8‰（测得的SP值范围为15.8‰—36.7‰）。