2結果

2.1 N2O排放速率與累積排放量

本研究結果表明，土壤N2O排放速率隨著土壤含水量升高而增加（圖1-A）。在80%、95%WFPS條件下，各處理間土壤N2O排放速率在培養第2—4天出現排放高峰，并且其最大排放速率分別為1.46和3.30 mgN·kg-1·d-1，隨后N2O排放速率逐漸降低。67%WFPS土壤N2O整體排放水平比較低（低于0.20 mgN·kg-1·d-1），在培養第1—2天出現較高的N2O排放量。高、中和低含水量土壤N2O加權平均排放通量分別為1.17、0.27和0.08 mgN·kg-1·d-1。其中，高、中含水量土壤在培養前7—10 d具有較高的N2O排放速率，之后排放速率較低且變化不大。低含水量各處理間N2O排放速率差異顯著，且無C2H2處理>10%（V/V）C2H2處理>0.1%（V/V）C2H2處理（表1）。

整個培養周期，高、中和低含水量土壤N2O累積排放量分別為21.06、4.77和1.48 mgN·kg-1，分別為培養初期總的無機氮含量的19.39%、4.39%和1.36%（NH+4-N+NO-3-N初始含量均為108.62 mgN·kg-1），這說明，隨著土壤含水量增大，氣態氮損失量增加；高、中含水量土壤N2O累積排放量分別比低含水量高13.23和2.22倍，高含水量土壤N2O累積排放量比中含水量高3.42倍。各水分處理間N2O累積排放量均達到顯著水平（＜0.01）。

各含水量土壤，無C2H2處理N2O累積排放量均顯著高于0.1%（V/V）C2H2處理（＜0.01），這說明0.1%（V/V）C2H2處理有效抑制了硝化過程中的自養氨氧化過程；同時，10%（V/V）C2H2處理N2O累積排放量均顯著高于0.1%（V/V）C2H2處理（＜0.01），這表明10%（V/V）C2H2處理有效抑制了N2O還原成N2的過程（表1）。

表1兩種C2H2處理對土壤N2O排放速率及累積排放量的影響

CK：無C2H2處理；ER：N2O排放速率；CE：N2O累積排放量。為了方差分析準確性，保留了小數點后4位。同一列中不同小寫字母表示處理間差異顯著（＜0.05）。下同

誤差線表示標準誤（n=3）.下同

圖1不同含水量土壤培養期N2O排放速率和累積排放量

2.2土壤中無機氮NH+4-N和NO-3-N含量的變化

培養期間，土壤中NH+4-N和NO-3-N濃度變化說明了氮的轉化過程。各處理土壤NH+4-N濃度大體上均呈逐漸下降趨勢。中、低含水量處理，土壤NH+4-N濃度在培養開始后急劇下降，至培養第3天分別降低了95.54%和97.22%，之后稍有波動，但變化不大。高含水量處理NH+4-N濃度與另外兩個處理相比下降緩慢，到培養第3和10天分別減少了49.85%和77.89%（圖2-A）。

土壤NO-3-N含量在整個培養周期呈增加的趨勢。中、低含水量處理，土壤中NO-3-N濃度從培養開始至第3天迅速升高，之后未出現明顯變化。至培養第18天，高、中和低含水量處理NO-3-N濃度分別為80.66、101.54和100.03 mgN·kg-1（3個含水量NO-3-N初始含量均為6.29 mgN·kg-1），高含水量處理與中、低含水量處理間差異顯著（=0.0086），中低含水量處理間差異不顯著（圖2-B）。

2.3不同乙炔處理下反硝化產物N2O和N2O+N2的產生規律

N2O還原成N2的途徑對于了解農業土壤中N2O消耗非常重要，并且這可能是一個考慮如何減緩N2O排放的方向。0.1%(V/V）C2H2抑制自養氨氧化作用，10%（V/V）C2H2抑制N2O還原成N2，同時抑制自養氨氧化作用。本研究通過分析0.1%（V/V）C2H2和10%（V/V）C2H2處理組N2O排放通量來估測可能的反硝化產物（N2O+N2）排放量以及N2O/（N2O+N2）比率。培養期間，土壤反硝化作用產生的N2O和（N2O+N2）加權平均排放通量，高含水量處理（分別為0.85和1.11 mgN·kg-1·d-1）顯著高于中（分別為0.22和0.33 mgN·kg-1·d-1）、低含水量處理（分別為0.06和0.08 mg·N·kg-1·d-1），兩個較低含水量處理間也均達顯著水平（均為＜0.0001；表1）。高、中和低含水量土壤N2O/（N2O+N2）比率分別為0.61、0.72和0.86，并且各水分處理間差異顯著（＜0.0001），這說明，在67%WFPS處理下，只有14%的N2O還原成了N2，大部分以N2O形式排放到了外界環境中（表1）。

圖2不同含水量土壤培養期間NH+4-N(A)和NO-3-N(B)含量

2.4土壤N2O的同位素特征

N2O峰值一般出現在施肥后一周內。因此，以下探討了培養第一周期間N2O同位素特征。N2O同位素特征值受土壤含水量的影響顯著（圖3）。對于N2O的δ15Nbulk和δ18O，各含水量處理間差異均達顯著性水平（＜0.0001）。高、低含水量處理的SP值顯著高于中含水量（＜0.0001）。所有處理下δ15Nbulk平均值均為負值，變化范圍為從-43.95‰到-5.31‰，δ18O和SP平均值均為正值，變化范圍分別為12.28‰—40.66‰以及10.30‰—21.58‰。土壤含水量對N2O同位素特征值影響利用相關性進行分析發現，WFPS與δ15Nbulk具有顯著負相關關系（=-0.77，＜0.0001），另外，其與δ18O和SP均無顯著相關性；SP與δ15Nbulk呈顯著正相關（=0.34，＜0.01），與δ15Nbulk相比，SP與δ18O相關性更加顯著（=0.56，＜0.0001）；δ15Nbulk和δ18O具有顯著正相關關系（=0.61，＜0.0001）。

土壤排放N2O的δ15Nbulk值隨著土壤含水量的增加而減小（圖3）。根據同位素分餾效應，添加NH+4會誘導土壤發生硝化作用，隨著硝化作用進行，剩余底物會富集重同位素，導致NH+4的δ15N增加，這可能會促使N2O的δ15Nbulk發生顯著變化，因此，可能會使利用δ15Nbulk區分N2O產生途徑復雜化。研究發現，3個含水量在無C2H2處理下N2O的δ15Nbulk在培養第一周均呈增加趨勢，變化范圍為-54.78‰—3.62‰，這與之前的研究一致，即施用尿素和銨態氮肥料后，N2O的δ15Nbulk通常會隨著培養時間升高。δ15Nbulk加權平均值為高含水量（-42.93‰）＜中含水量（-28.81‰）＜低含水量（-4.07‰），且各水分處理間差異顯著（＜0.0001）。

圖3不同含水量土壤培養第一周N2O同位素特征值（δ15Nbulk，δ18O和SP）

表2兩種C2H2處理對土壤N2O同位素特征值（δ15Nbulk，δ18O，SP）的影響

2.5基于SP值的硝化和反硝化過程對土壤N2O排放的貢獻率

不加C2H2各處理SP值在培養第一周均呈先升高再下降的趨勢（圖3）。高、中和低含水量土壤N2O的SP加權平均值，不加C2H2處理下分別為20.70‰、10.26‰和21.07‰，這與之前純培養研究相比，高于反硝化作用SP值（-10‰—0‰），低于硝化作用SP值（33‰—37‰），這說明在各含水量土壤中可能同時具有多個N2O產生途徑。0.1%（V/V）C2H2處理下高、中和低含水量的SP加權平均值分別為17.38‰、8.88‰和19.96‰，10%（V/V）C2H2處理下，高（15.71‰）、中（5.95‰）和低（18.67‰）含水量土壤N2O的SP加權平均值分別比0.1%（V/V）C2H2處理降低了10%、33%和6%。該結果表明，反硝化過程中可能發生N2O還原（表2）。低含水量處理的SP值在培養前兩天均較低（分別為6.74‰和12.04‰），以反硝化作用為主，分別占N2O生成量的66.15%和56.36%；之后主要以硝化作用為主；中含水量土壤的SP值在培養第1—7天均較低（3.92‰—15.21‰），N2O主要由反硝化作用產生，由反硝化作用排放的N2O貢獻率為40.90%—74.04%（表3）；高含水量處理10%（V/V）C2H2的SP值在培養第一周比較高（7.61‰—21.11‰），而添加10%（V/V）C2H2處理會抑制自養氨氧化過程以及N2O還原成N2過程，故該處理不會因此出現較高的SP值，這說明可能發生了部分真菌反硝化作用。MAEDA等通過研究67種真菌發現其SP平均值為30‰±4.8‰（測得的SP值范圍為15.8‰—36.7‰）。