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N2O 是一种强效温室气体，具有很强的消耗平流层臭氧的能力，并且其全球变暖潜能值是 CO2 的 298 倍，土壤是 N2O 的一个重要来源，据报道，其 N2O 排放量约 6.0 Tg· 年-1，其中约 70% 来自于农田土壤[1]。种植水稻是重要的农业土地利用方式，全球水稻种植面积超过 1.35 亿 hm2，我国占其中 28% [2]。据估计，我国稻田 N2O 直接排放量为 29.0 Gg，占农田总排放量的 7%～11% [3]。虽然大多数情况下土壤是 N2O 的净来源，但越来越多的研究者发现土壤能够从大气中吸收 N2O，出现 N2O 的负排放现象[4-7]。研究发现，稻田土壤N2O 的吸收速率范围为 0.13～191 μg·m-2·h-1 [8]。此外，水稻田是一类连续淹水厌氧的人工湿地，土表自由水层和土壤饱和水分使 N2O 气体在土体内的迁移扩散受到阻碍，有利于 N2O 的消耗，从而减少土壤 N2O 的排放[9-10]。有研究表明，0～5 cm 淹水水稻土能够消耗 90% 以上的 N2O[11]。
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土壤水和土壤孔隙能够截留土壤中的 N2O，是土壤 N2O 消耗途径之一，而通过反硝化微生物将 N2O 还原为 N2 的过程才是真正有效地消耗途径[12-13]。然而，反硝化速率会受到土壤类型、pH、碳含量、氮含量等的影响，这些因素也会影响反硝化微生物的结构和功能，进而影响 N2O 消耗过程[13-16]。Miller 等[17]研究发现，土壤中可溶性有机碳（DOC）如葡萄糖、甘露醇等可以加快反硝化速率，促进 N2O 还原为 N2，降低 N2O/N2 值。土壤中 pH 可通过影响反硝化微生物酶的活性间接影响 N2O 的吸收与消耗。Liu 等[18]研究表明，在中亚热带地区，土壤 pH（平均 5.35±0.54）与 N2O 还原速率之间存在负相关关系，土壤 pH 降低会抑制 N2O 还原酶的活性，阻碍 N2O 还原为 N2。也有研究发现，当 pH<5 时， N2O 还原酶的活性下降，而在 pH 较高时，N2O 还原酶的活性显著增强，促进 N2O 还原为 N2 [19]。此外，不同母质发育的土壤，其质地存在很大的差异，研究表明，随着土壤粒径减小，土壤透气性显著减弱，更容易形成缺氧环境，利于反硝化微生物的生长[20]。
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尽管已有大量研究证实土壤 N2O 的排放与相关环境因素之间存在相关性，但有关淹水稻田 N2O 的消耗研究仍较少[21-22]。因此，为了填补稻田表层土壤 N2O 消耗潜力及其与环境因素之间关系的现有空白，本研究选择了 3 种母质发育的 3 种稻田土壤，在用 He 填充的具有 5 cm 厚土层的厌氧培养装置中，外源添加 N2O，培养 96 h 期间测定装置内的 N2O 和 N2 的浓度以及土壤矿质氮（NH4 +-N、NO3--N）和 DOC 含量变化。本文的研究目的为：（1） 量化 N2O 通过 5 cm 深度的土层后减少量，以确定在淹水和厌氧条件下表层土壤 N2O 的消耗能力； （2）量化该无氧系统中 N2 的增量，以阐明 N2O 微生物还原过程对 9 个稻田土壤 N2O 消耗能力的贡献； （3）确定土壤 N2O 消耗能力与土壤环境之间的关系。
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1 材料和方法
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1.1 土壤采集和理化性质
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分别选取亚热带广泛分布的第四纪红壤（黄花镇 28°17′52″ N，113°15′32″ E）、湖积物砂土（金井镇 28°33′7″ N，113°24′56″ E）和冲积土（岳阳县 29°4′55″ N，113°0′56″ E）3 种不同母质发育的水稻土作为研究对象，样地内水稻均为双季种植，常规农业管理。2017 年 2 月，在 3 个区域随机分别选取 3 个稻田样地进行土壤采集，确保每个区域的样地之间的距离大于 5 km。土壤样品采用五点取样法从 9 个地点中采集 0～5 cm 深度的表层土壤。将取自每个地点的土壤样品风干后过 2 mm 筛，去除可见的植物残留物，此后在室温下短暂保存供进一步使用。
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土壤初始性质如表1 所示。根据国际制土壤质地分类标准[23]，将第四纪红壤母质发育的 3 个土壤归类为壤土（L），用 L1、L2、L3 表示；湖积物砂土母质发育的 3 个土壤，黏粒含量几乎均为 0，砂粒含量均在 75% 以上，归类为砂质壤土（SL），用 SL1、SL2、SL3 表示；冲积土母质发育的 3 个土壤粉砂粒含量占比为 50%～55%，砂粒占比小于40 %，将其归类为粉砂质黏壤土（SCL），用 SCL1、 SCL2、SCL3 表示。
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1.2 试验设计
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每个土壤培养装置如图1 所示。在每个培养装置中，将 200 g 风干土壤填充在圆盘形硅胶管（长度：50 cm，内径：1.0 cm，外径：1.4 cm，透气不透水）上方，最终形成 5 cm 深度的土柱（图1 中的土柱）。之后，将 120 mL 去离子水加入到土壤表面，形成深度为 0.5 cm 的自由水层。土壤在此状态下预培养 1 周，1 周后土壤水分完全平衡且稳定，并恢复土壤微生物的活力。然后，使用螺旋密封盖封闭装置，并关闭两个三通阀，最后使用排水法检查密封效果。确定每个培养装置完全密封后，使用注射器采集装置内顶部空间 30 mL 气体，然后补充相同体积的 He 进入顶部空间。该过程共重复 5 次，以确保 PVC 培养装置内的空气完全由纯净 He 替换，制造纯 He 厌氧培养环境，以便后期的 N2 精确测定。本试验中，每种土壤中施加了两个气体添加（底部硅胶管内）处理：（1）外源添加 3 mL N2O （3401 μg N2O-N）作为 N2O 处理组；（2）添加 3 mL He 作为对照组（CK）。每个处理 3 次重复，于 28℃下恒温培养 96 h。
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1.3 气体样品采集预测定
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在加入 3 mL N2O 和 He 到底部硅胶管之后，通过每个培养装置的螺旋密封盖上的三通阀收集 20 mL 气体，作为顶部空间 0 h 的气体样本。此后，在 2、5、8、11、14、23、30、37、47、54、61、71 和 96 h 培养期后从顶部空间收集 20 mL 气体。每次采集气体样品前用注射器反复抽打广口瓶上层空间气体使装置内气体混匀。另外，通过三通阀用注射器在培养期 96 h 时从底部硅胶管中收集 5 mL 气体，作为底部空间第 96 h 的气体。所有气体样品装入 12 mL 的玻璃采样瓶中，用气相色谱仪（Agilent 7890A；Agilent Technologies Inc.，Wilmington，DE， USA）测定 N2O 和 N2 的浓度。
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为了使气体数据具有可比性，需要用公式计算 N2O 或 N2 的质量（m）：
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式中，C 是由气相色谱仪直接确定的气体浓度 （N2O 为μmol·mol-1，N2 为 %），M 是气体的相对分子量（g·mol-1），V 表示底部空间气体的体积 31.4 mL 和顶部空间气体的体积 453.73 mL，Vm 为 22.4 L·mol-1 的标准气体摩尔质量。
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注：根据最小显著性差异法检验，同列不同的小写字母表示在 0.05 水平上具有显著差异。
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图1 培养装置示意图
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注：底部空间由放置在 PVC 圆筒底部的圆盘形密封硅胶管形成。
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此外，N2 增量使用以下公式计算：
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式中，mN2O（96 h）、mN2O（0 h）是外源添加 N2O 处理的 96、0 h 的确定的 N2 量，mCK（96 h）、mCK （0 h）是 CK 处理 96、0 h 的确定 N2 量。整个培养过程中的 N2O 消耗量计算为 0 h 的 N2O 添加量减去培养 96 h 后的 N2O 量。
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1.4 土壤样品采集与测定
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培养期间，使用灭菌的长柄勺收集培养装置内 0～5 cm 的土壤 100 g，分别在 0 和 96 h 时采集，共 2 次，以评估土壤矿质氮和有机碳的消耗。由于采样过程具有破坏性，所以在土壤采样后丢弃采样的培养装置。为了便于土壤采样，先将每个培养装置中的自由水层除去，之后立即收集土壤样品。在将采集完毕的土壤样品充分混匀后，于-4℃的条件下保存。用于测定土壤 NH4 +-N、NO3--N 和 DOC 含量。称取约 10 g 土样，置于 100 mL 塑料振荡瓶中，加入 50 mL 0.5 mol·L-1 K2SO4 溶液浸提，在振荡机上振荡 1 h 后用滤纸过滤悬浊液，澄清滤液分别采用连续流动分析仪（FIA star 5000，Foss， Sweden）测定和 C/N 分析仪（TOC-VWS，Shimadzu， Japan）测定 NH4 +-N、NO3--N 和 DOC 含量。土壤质地、pH、有机质、有机碳、速效钾和总氮的测定参考鲍士旦的方法[24]。
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1.5 数据分析
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采用 SPSS 25 分析土壤初始理化性质、N2O 和 N2 含量的差异，土壤养分消耗采用单因素方差分析，显著性检验采用最小显著性差异法（LSD）。对土壤 N2O 消耗与环境因子的关系进行主成分分析 （PCA），对主要环境因子与土壤 N2O 消耗进行线性回归分析，使用 F 检验进行显著性检验。所有结果在 P<0.05 的概率水平上接受显著性检验。所有图形均使用 OriginLab Origin 2021 绘制。
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2 结果与分析
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2.1 顶部空间 N2O、N2 的累积浓度变化
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在整个培养期间，CK 处理的 9 个稻田土壤顶部空间的 N2O 累积浓度均保持在较低水平（图2），范围为 0～1.38 μmol·mol-1。添加 N2O 处理的 9 个土壤顶部空间的 N2O 浓度变化均呈现最初显著增加 （P<0.001），然后逐渐下降的趋势。其中，土壤 L2、 SL3 在 71 h 达到排放峰值，分别为 159.58 和 51.3μmol·mol-1，随后 N2O 排放量下降，但 96 h 的累积 N2O 浓度仍处于较高水平（141.06 和 31.93 μmol·mol-1）。相比之下，土壤 SCL1、SCL3 的累积 N2O 浓度在整个培养期均保持在较低水平，而土壤 SCL2 在 30 h 达到排放峰值 2.26 μmol·mol-1，培养结束后 3 种土壤累积 N2O 浓度均下降至 0 μmol·mol-1。
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图2 培养期间顶部空间 N2O 累积浓度动态
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注：CK-1、CK-2、CK-3 表示每类水稻土的 3 个土壤添加氦气处理组； N2O-1、N2O-2、N2O-3 表示添加 N2O 处理组。
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在 96 h 淹水培养期内，9 个水稻土 CK 处理土壤顶部空间 N2 累积浓度均呈现缓慢增加的趋势，并且在 96 h 达到最大值。添加 N2O 处理组顶部空间 N2 的累积浓度随时间变化趋势与 CK 处理相同，但增加幅度显著提高（P<0.05，图3）。
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图3 培养期间顶部空间 N2 累积浓度动态
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2.2 总 N2 增量和 N2O 消耗
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添加到 9 个土壤中的 N2O 量超过 95.01% 在培养 96 h 后消失了，说明稻田土壤在试验培养条件下吸收了外源添加的 N2O。其中 SCL 的 3 个土壤 N2O 消耗量几乎相等，均超过了 99%，土壤 L 和土壤 SL N2O 的消耗量则分别达到了 97% 和 95% 以上。培养 96 h 后，添加 N2O 处理的 9 个土壤 N2 总增量均显著高于 CK 处理（P<0.05），其中土壤 L1、L2、L3 和土壤 SL1、SL2、SL3 N2 总增量与 N2O 的消耗量均呈正比。9 个土壤 N2 的增量占 N2O 消耗量的 64%～84% （图4），表明 9 个稻田土壤中 N2O 还原为 N2 的过程为 N2O 消耗做出了大部分贡献，并且可能存在其他 N2O 消耗途径。本研究中，0 h 的 N2 浓度不为 0，表明培养装置中 He 的置换率未达到 100%，而每种气体处理的水稻土置于同一个厌氧培养箱中，方差分析结果表明，每种土壤的两种气体处理之间的初始 N2 浓度没有显著差异 （P>0.05）。
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图4 培养期间 N2 增量占 N2O 总消耗（100%）的比例
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2.3 土壤矿质氮和可溶性有机碳的变化
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在 60% 的土壤含水量下预培养 1 周后，9 个土壤的 NH4 +-N 和 DOC 含量显著增加（P<0.05），分别达到 94.72 和 398.20 mg·kg-1 以上。与 NH4 +-N 和 DOC 含量不同，在相同的预培养期后，NO3--N 含量显著降低至 2.88 mg·kg-1 以下。这些结果表明，淹水和密闭培养导致的厌氧条件促使反硝化过程不断进行，导致反硝化细菌对 NO3- 的大量消耗，并刺激了有机氮和碳的矿化，从而产生了更多的可用 NH4 +-N 和 DOC。在之后的培养期内，外源添加 N2O 和 CK 处理的 9 个土壤 NH4 +-N 含量在淹水和厌氧条件下，经过 96 h 的培养期后不仅未被消耗，反而继续增加（表2），可能是淹水密闭培养过程发生了强烈的有机质矿化作用。与 NH4 +-N 相比，两种处理的土壤中 NO3--N 含量几乎完全消耗，表明培养过程中 NO3--N 作为反硝化过程的底物被微生物所利用。经过 96 h 的培养期后，两种处理的 9 个土壤 DOC 均被消耗，相比于培养 0 h，消耗比例分别占 25.3%～40.89% 和 5.79%～34.42%，且添加 N2O 处理的 9 个土壤 DOC 消耗量均显著高于 CK 处理（P<0.05）。
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注：不同的小写字母表示各类型土壤的不同处理之间在 0.05 水平上具有显著差异。
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2.4 稻田土壤 N2O 消耗量和环境因素之间的联系
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PCA 分析（图5）和线性相关分析（表3）结果显示，3 种土壤 N2O 的消耗存在一定差异，其中影响土壤 SL N2O 消耗的主要环境因子为土壤砂粒含量，且两者之间存在显著的线性相关关系 （R2 =0.964，P=0.000）；土壤黏粒、粉砂粒、pH 是土壤 SCL N2O 消耗的主要环境影响因素，其中土壤黏粒与其消耗量显著线性相关（P<0.05）；速效钾和 NH4 +-N 增加量是影响土壤 L N2O 消耗的主要环境因子，其消耗量与速效钾之间在 0.01 水平上呈显著正相关。
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图5 9 个土壤 N2O 消耗的主成分分析
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3 讨论
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3.1 淹水稻田土壤的强 N2O 消耗能力
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水稻田是重要的 N2O 排放源之一，大量研究表明水稻田淹水落干、干湿交替过程会导致大量 N2O 排放[25-26]。但水稻对水分的特殊需求使得稻田需要在抽穗期保持淹水状态，其长期淹水管理延长了 N2O 在土体中的滞留时间，使得土壤中的 N2O 被还原为 N2 的概率增加，极大消减了 N2O 的净排放量[8-9，18]。本研究的 9 个水稻土壤均为淹水培养 （质量含水量 60%），从淹水土体底部通入的大量 N2O 气体，经 5 cm 厚度的土层截留、消耗之后，仅有 0.05%～4.99% 溢出土表贡献于排放，表明 5 cm 土层可削减 95% 以上的 N2O 净排放量。很多研究也报道了土壤剖面内产生的 N2O 累积量与土表 N2O 排放量不一致的现象，Wen 等[27]通过测量土壤核心气流监测了山毛榉林、松林和农田土壤的 N2O 通量，发现 3 种土壤 N2O 净通量仅占 N2O 总产量的 24%，大部分（76%）N2O 则通过反硝化作用被还原为 N2。Gao 等[28]研究表明，长江口潮间带土壤 N2O 消耗比例高达到 69.56%～90.31%，且消耗比例从高潮带（冬季：94.1% ±4.30%；夏季：96.5% ±1.51%） 到低潮带（ 冬季：99.5% ±0.14%； 夏季：99.7% ±0.13%）增加。
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3.2 影响稻田土壤 N2O 消耗能力的环境因子
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土壤中 N2O 的消耗过程可分为非生物参与的 N2O 截留过程和微生物参与的 N2O 还原过程[29]。非生物截留过程主要包括 N2O 在土壤水中的溶解、土壤孔隙中的固持等途径[9，30]。与其他环境气体相比，N2O 在水中的溶解度很高，在 25℃，101.3 kPa 条件下可达 5.9 ml·L-1[31-32]。本研究中每个土壤均设置为 60% 质量含水量，土壤孔隙完全被水充满，可溶解的 N2O 量为 139.07 μg，占土壤 N2O 总消耗量的 4.09%～4.30%。此外，较高的土壤孔隙含水量形成的厌氧环境可以提高 N2O 还原酶的活性，极有利于完全反硝化过程，促使土壤 N2O 还原为 N2，从而减少土气界面的 N2O 排放量[33]。另外，丰富的有机碳含量和极低的 NO3--N 含量也被认为是利于反硝化的条件[34-35]。Huang 等[36]研究发现，向土壤中添加葡萄糖可使微生物活性增加，从而增加 N2O 的消耗。Murray 等[37]研究表明，低土壤 NO3--N 含量有利于 N2O 的消耗，而增加土壤 NO3--N 含量会抑制 N2O 还原酶的活性，从而提高 N2O 与 N2+N2O 的比值。本研究中虽然未对土壤外源添加有机碳，但土壤本底 DOC 含量处于较高水平，最高达到 596.42 mg·kg-1，土壤 DOC 含量在培养结束后均显著降低，且供试土壤的 NO3--N 均处于较低水平（10 mg·kg-1 以下），因此促进了土壤 N2O 的还原。
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不同母质发育的土壤质地存在很大的差异，土壤质地影响土壤透气性、孔隙度和保水状况等，进而造成反硝化微生物种类和数量的差异，导致 N2O消耗能力的差异[20，38]。本研究直接测定了完全反硝化产物 N2 的累积动态，发现不同水稻土中 N2 产量动态及其占 N2O 消耗总量的比例均存在显著差异（P<0.05）。除去相似的 N2O 水溶解量，N2 产量差异表明 9 个水稻土中的反硝化微生物作用强度可能在不同土壤因素的影响下出现了明显分异。通过 PCA 分析发现 SL 土 N2O 消耗的主导因子是土壤砂粒含量，且 N2O 消耗量随着砂粒含量的增加而线性减少（表3），原因是 SL 土砂粒含量高（表1）、颗粒大、土质疏松、透水透气性好，所以气体扩散速度快，不利于 N2O 还原环境的形成[39]。 SCL 土 N2O 消耗的主导因子是土壤粉砂粒、黏粒以及土壤 pH，其中土壤黏粒含量与 N2O 消耗量在 0.05 水平上呈显著正相关，主要原因是 SCL 土质地较重，有较强的保水能力，易截留土壤中的 N2O，且更容易形成缺氧环境，利于反硝化微生物的生长[20，40]。Wlodarczyk 等[20]在 20℃条件下对 3 种不同质地的土壤密闭培养 34 d 发现，壤土和粉质壤土 N2O 消耗量占产生量的 99.2% 和 100.0%，显著高于砂土（32.9%）。土壤 pH 会改变土壤微生物的群落组成，影响氧化亚氮还原酶的活性[41]。研究表明，土壤 N2O 与 N2 的比值随着土壤 pH 的升高呈指数下降[42]。L 土 N2O 消耗的主导因子有 NH4 +-N 增加量，原因是土壤 NH4 +-N 提供了微生物活动所需营养和能量，从而促进了 N2O 还原为 N2 的过程[43]。Zhang 等[44] 结果表明，NH4 + -N 与反硝化微生物群落丰度存在正相关关系。此外，土壤速效钾含量也是 L 土 N2O 消耗的主导环境因子，这是由于土壤速效钾会对 N2O 还原微生物产生影响，从而影响土壤 N2O 的还原消耗。有研究表明，速效钾与反硝化细菌群落的丰度呈显著正相关[45]。因此，造成土壤 N2O 消耗差异的环境因子是复杂的，不同土壤 N2O 消耗的主要环境影响因子存在差异，有必要深入研究其作用机理，从而为 N2O 减排提供更加针对性的建议。
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4 结论
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在室内培养研究中，淹水和厌氧条件下，土壤剖面中 95% 以上的 N2O 可以在 0～5 cm 深度的稻田表层土壤中消耗，并且大部分被微生物还原为 N2，占总消耗量的 64%～84%。培养结束后，土壤 DOC 大幅下降，表明微生物在还原 N2O 的过程中消耗了土壤中的有机碳，为土壤 N2O 的还原做出了贡献。然而，这一还原过程受到各种环境因素的影响。PCA 分析和线性相关分析结果显示，影响 3 种土壤 N2O 消耗的环境因素存在一定差异，其中影响土壤 SL N2O 消耗的主要环境因子为土壤砂粒含量；土壤黏粒、粉砂粒、pH 是土壤 SCL N2O 消耗的主要环境影响因素；速效钾和 NH4 +-N 增加量是影响土壤 L N2O 消耗的主要环境因子，这为调节土壤 N2O 排放提供了重要的参考。然而，造成土壤 N2O 消耗差异的环境因素是复杂的，并且不同环境因子之间还存在交互作用，导致不同因子的具体影响机制尚不清楚。至今为止，相关研究也较为缺乏，因此，还需要进一步的明确土壤 N2O 消耗的环境因素。
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摘要
土壤是 N2O 的源和汇，在淹水和厌氧条件下具有消耗 N2O 的能力。稻田土壤长期处于淹水状态，为 N2O 的消耗提供了有利的环境，从而减少了 N2O 排放。目前，有关稻田土壤 N2O 排放的相关研究已有很多，但关于稻田表层土壤 N2O 的消耗能力及其与环境因素之间的关系研究较少。研究采集了第四纪红壤母质发育的壤土、湖积物砂土发育的砂质壤土、冲积土发育的粉砂质黏壤土 3 类土壤的各 3 个表层（0 ～ 5 cm）水稻土，风干后将其回填至具有 5 cm 深土柱的培养装置内，在土柱底部添加 N2O 和添加氦气（He，对照）两个处理，于 28℃下恒温淹水厌氧培养 96 h。培养期间监测各土壤 N2O、N2 的动态变化，以及培养前后土壤养分的变化，量化 N2O 消耗量和 N2 增量，以期揭示稻田表层土壤 N2O 的消耗能力及其与环境因素之间的关系。结果表明，土壤剖面积累的 N2O 有 95.01% ～ 99.92% 被稻田表层土壤吸收，其中被还原为 N2 的 N2O 量占总消耗量的 64.50% ～ 83.64%，表明淹水厌氧状态下，不同的水稻土均具有很强的 N2O 吸收和消耗能力。研究还发现，3 类土壤 N2O 的消耗存在一定差异，其中影响砂质壤土 N2O 消耗的主要环境因子为土壤砂粒含量，且两者之间存在显著的线性相关关系（R2 =0.964， P=0.000）；土壤黏粒、粉砂粒、pH 是粉砂质黏壤土 N2O 消耗的主要环境影响因素，其中土壤黏粒与其消耗量呈显著线性相关（P<0.05）；土壤速效钾和铵态氮增加量是影响壤土 N2O 消耗的主要环境因子，其消耗量与速效钾之间在 0.01 水平上显著正相关。这些结果表明，土壤可溶性有机碳、土壤质地、土壤速效钾等是影响稻田土壤 N2O 消耗的重要环境因子，且不同土壤 N2O 消耗的环境影响因子存在差异，这将为调节土壤 N2O 排放提供重要参考。
Abstract
Soil is a source and sink of N2O and can consume N2O under flooded and anaerobic conditions. Long-term flooding of paddy soil provides a favorable environment for N2O consumption，thereby reducing N2O emissions. N2O emissions from paddy soils have been studied extensively，but research on the N2O consumption capacity of paddy surface soil and its relationship with environmental factors is still lacking. In this paper，three types of paddy surface soils developed from quaternary red soil（loam，L），lake sediment sand（sandy loam，SL），and alluvial soil（silty clay loam，SCL）were selected to study their N2O consumption capacity using a microcosm experiment（60% soil mass water content and anoxic conditions）. Air-dried soils collected from 5 cm in depth were treated with N2O addition（N2O）or helium addition（control） and incubated for 96 h at 28℃ . The dynamics of N2O and N2，as well as the changes in soil nutrients during cultivation were monitored. N2O total consumption and N2 production were quantified to explore the consumption capacity of N2O of the three types of paddy soils and their related factors. The paddy surface soils consumed 95.01%-99.92% of the N2O in 5 cm soil depth，and the amount of N2O reduced to N2 was 64.50%-83.64% of the total N2O consumption. This indicated that different paddy soil had strong N2O consumption capacity under flooded and anoxic states. There were significant differences in the N2O consumption among the three soil types. The dominant factor affecting the N2O consumption of SL soils was the soil sand content，with a significant linear correlation（R2 =0.964，P=0.000）. Soil clay，silt，and pH were the main environmental factors affecting N2O consumption in SCL soils，and soil clay was significantly linearly related to its consumption（P<0.05）. Soil available potassium and the increment of ammonium nitrogen was the main factor affecting the consumption of N2O in L soils. There was a significantly positive correlation between consumption and available potassium（P<0.01）. Results showed that soil dissolved organic carbon，soil texture，and soil available potassium were important environmental factors affecting N2O consumption in paddy soils. The dominant factors varied for different soil types，which could provide an important reference for regulating N2O emissions from paddy fields.