郎 漫，李 平*，魏 瑋

氮是植物生長發(fā)育所必需的大量營養(yǎng)元素。雖然土壤中氮的來源有多種途徑，但植物吸收利用的氮主要來自土壤和肥料[1]。土壤中的氮主要以有機(jī)氮的形態(tài)存在，土壤有機(jī)氮經(jīng)微生物礦化作用轉(zhuǎn)化為可以被植物直接吸收利用的銨態(tài)氮，因此礦化作用的強(qiáng)弱可以指示土壤本身供氮能力的大小[2]。有機(jī)氮礦化產(chǎn)生的銨態(tài)氮在有氧條件下發(fā)生硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，產(chǎn)生的硝態(tài)氮在降雨或者灌溉后可能發(fā)生淋溶而進(jìn)入地下水和地表水中。此外，硝化過程中會產(chǎn)生中間產(chǎn)物溫室氣體N2O，硝化過程產(chǎn)生的硝態(tài)氮經(jīng)反硝化作用也會導(dǎo)致氣態(tài)氮的損失。因此，研究土壤中的氮素礦化和硝化作用以及溫室氣體排放規(guī)律對于合理施用氮肥，提高氮肥利用率，保護(hù)農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，促進(jìn)農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

土壤中有機(jī)氮的礦化作用和硝化作用受水熱條件、土壤性質(zhì)、土地利用方式和底物數(shù)量等多種因素的影響[3-5]。土壤質(zhì)地與土壤的通氣性和水分狀況直接相關(guān)[6]，進(jìn)而可能影響礦化作用和硝化作用的發(fā)生程度。Sleutel等[7]認(rèn)為土壤質(zhì)地是影響有機(jī)氮礦化的主要因子，壤土的基礎(chǔ)供氮能力和基礎(chǔ)產(chǎn)量優(yōu)于砂土[8]。砂土的通氣性能好，利于硝化作用的發(fā)生，但砂土的養(yǎng)分含量低，硝化細(xì)菌的數(shù)量少、活性差，因此硝化能力主要受制于微生物活性的高低[9]。壤土的粉粒和黏粒含量相對較高，即使在水分含量較少的情況下也容易形成厭氧微區(qū)，導(dǎo)致硝化作用和反硝化作用偶聯(lián)，促進(jìn)N2O的大量排放[10-11]。而砂土即使在100%土壤充水孔隙度（WFPS）水分條件下，硝化作用仍是N2O排放的主要貢獻(xiàn)源[12]。與N2O排放類似，土壤質(zhì)地的差異也會影響土壤CO2的排放。有研究表明[13]，添加相同玉米秸稈條件下粉質(zhì)黏土的CO2排放量要高于砂壤土。由此可見，土壤質(zhì)地在土壤氮轉(zhuǎn)化和溫室氣體排放過程中起著重要的作用，其影響機(jī)制還有待于深入研究。

黑龍江省半干旱地區(qū)地廣人稀，土地資源豐富，是我國重要的商品糧基地。區(qū)內(nèi)土壤類型多樣，分布復(fù)雜，其中的兩種重要農(nóng)業(yè)耕作土壤——壤砂土和粉壤土均以種植玉米為主[14]。由于降雨偏少且分布不均勻，土壤風(fēng)蝕狀況嚴(yán)重，導(dǎo)致該地區(qū)的土壤肥力不斷下降，生產(chǎn)力不高[15]。為了提高作物產(chǎn)量，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中大量施用氮肥，過量化學(xué)氮的輸入勢必會對土壤氮循環(huán)過程和溫室氣體排放造成影響。然而，目前有關(guān)東北黑土區(qū)半干旱地區(qū)不同質(zhì)地耕作土壤的氮素轉(zhuǎn)化和溫室氣體排放規(guī)律的研究尚未見諸報(bào)道。因此，本研究以黑龍江省半干旱地區(qū)的壤砂土和粉壤土為對象，通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)研究土壤質(zhì)地對凈礦化速率、凈硝化速率、N2O和CO2排放的影響規(guī)律及其機(jī)制，以期為黑土區(qū)半干旱地區(qū)耕作土壤的合理施肥和可持續(xù)利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土樣采集

供試土壤樣品為壤砂土和粉壤土（國際制土壤質(zhì)地分類）。壤砂土采自黑龍江省西南部的杜爾伯特蒙古族自治縣（124°42'E，48°47'N），地處嫩江東岸，南接大慶市，北臨齊齊哈爾市，西臨內(nèi)蒙古。該地區(qū)屬中溫帶大陸性半干旱季風(fēng)氣候，年平均氣溫3.1℃，年平均降雨量407.7 mm，且時空分布不均，70%的降雨集中在6—8月。春季風(fēng)大，氣候干燥、蒸發(fā)力強(qiáng)，土壤風(fēng)蝕非常嚴(yán)重。壤砂土是該地區(qū)的主要農(nóng)業(yè)耕作土壤，占黑龍江省西部農(nóng)業(yè)種植區(qū)土壤總面積的12.5%。粉壤土取自黑龍江省中南部的青岡縣（125°20'E，47°29'N），距離杜爾伯特蒙古族自治縣70 km，屬中溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫2.4℃，年平均降雨量450.1 mm，81%的降雨發(fā)生在6—8月，基本是雨熱同季，有利于農(nóng)作物生長發(fā)育。兩個采樣區(qū)的傳統(tǒng)種植方式均為玉米連作，5月播種，10月收獲，年均氮肥施用量約為750 kg N·hm-2，2017年10月玉米收割后采集土壤樣品。兩個采樣區(qū)各設(shè)置3個空間重復(fù)，每個空間重復(fù)采樣點(diǎn)均按照S形采樣法多點(diǎn)采集表層土壤（0～20 cm），去除可見的植物殘?bào)w和砂粒，室溫下風(fēng)干、混勻、磨細(xì)過2 mm篩，4℃儲存?zhèn)溆谩Ｍ寥赖幕纠砘再|(zhì)見表1。

1.2 土壤培養(yǎng)

兩種土壤均稱取一系列30 g（干基）土樣分別置于250 mL三角瓶中，用移液管向土壤表面均勻滴入去離子水使得土壤水分含量達(dá)到40%最大持水量，20℃下預(yù)培養(yǎng)7 d以便激活土壤微生物。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，向土壤中加入1 mL NH4NO3溶液使得氮濃度達(dá)到40μg NH+4-N·g-1和40 μg NO-3-N·g-1，同時將土壤水分含量調(diào)至60%最大持水量。用錫箔蓋住三角瓶的瓶口，并在錫箔上扎5個洞以利于通氣，然后將三角瓶置于20°C的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d。培養(yǎng)期間每日打開錫箔通氣30 min，同時稱質(zhì)量補(bǔ)水使得土壤水分保持在60%最大持水量。分別于培養(yǎng)后0、1、3、5、7 d進(jìn)行破壞性取樣，每種土壤各取3瓶作為室內(nèi)重復(fù)進(jìn)行氣體樣品的采集。采氣前將錫箔去掉，用帶有取氣孔的硅膠塞蓋緊瓶口，分別在密閉瓶口后的0 h和24 h進(jìn)行采氣。采氣時用20 mL注射器反復(fù)抽取5次以利于瓶內(nèi)空氣混勻，然后抽取20 mL氣體注入事先抽真空的12.5 mL取氣瓶中，測定N2O和CO2的濃度。氣體采集后，向三角瓶中加入75 mL 2 mol·L-1KCl溶液，恒溫振蕩1 h后過濾，將濾液收集至100 mL塑料瓶中，測定濾液中NH+4-N和NO-3-N濃度。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)（平均值±標(biāo)準(zhǔn)差）Table 1 Physic-chemical properties of thetest soils（Mean±standard deviation）

1.3 測定項(xiàng)目與方法

土壤pH采用電位法測定（水土比為2.5∶1）；土壤最大持水量（WHC）采用漏斗法測定[16]；土壤黏粒、粉粒和砂粒含量采用吸管法測定；土壤有機(jī)碳采用重鉻酸鉀外加熱容量法測定；全氮含量采用凱氏定氮法測定；水溶性有機(jī)碳和有機(jī)氮用冷水浸提（液土比為5∶1），過微孔濾膜后用有機(jī)碳氮分析儀測定；土壤無機(jī)氮含量（NH+4-N和NO-3-N）用2 mol·L-1KCl浸提（液土比為2.5∶1），過濾后用流動分析儀測定；N2O和CO2氣體濃度采用島津氣相色譜儀測定。

1.4 結(jié)果計(jì)算與統(tǒng)計(jì)分析

凈硝化速率采用培養(yǎng)前后NO-3-N的變化量除以培養(yǎng)時間計(jì)算得出，凈礦化速率采用培養(yǎng)前后無機(jī)氮（NH+4-N和NO-3-N）的變化量除以培養(yǎng)時間計(jì)算得出。氣體排放速率和累積排放量參照文獻(xiàn)[17]中的計(jì)算方法。N2O排放比率為N2O累積排放量與凈硝化氮量之比[18]。

全文采用Origin作圖，采用SPSS 13.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 無機(jī)氮含量的動態(tài)變化

培養(yǎng)過程中土壤無機(jī)氮含量的動態(tài)變化如圖1所示。隨著培養(yǎng)時間的推進(jìn)，壤砂土和粉壤土NH+4-N含量均呈逐漸下降的趨勢，且粉壤土中NH+4-N含量的下降速度較壤砂土快。壤砂土中NH+4-N含量由0 d時的44.7 mg N·kg-1下降至培養(yǎng)結(jié)束時的36.5 mg N·kg-1，粉壤土中 NH+4-N含量則由0 d時的39.2 mg N·kg-1下降到培養(yǎng)結(jié)束時的12.1 mg N·kg-1。與NH+4-N的變化相反，壤砂土和粉壤土中NO-3-N含量均隨培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸上升，培養(yǎng)結(jié)束后，壤砂土和粉壤土中NO-3-N含量分別為72.8、99.3 mg N·kg-1，粉壤土中NO-3-N含量的上升速度大于壤砂土，說明培養(yǎng)過程中土壤發(fā)生硝化作用導(dǎo)致了NO-3-N的積累。

2.2 凈硝化速率和凈礦化速率

土壤質(zhì)地類型對硝化作用和礦化作用的影響非常顯著（圖2）。培養(yǎng)7 d后，粉壤土的平均凈硝化速率為 5.02 mg N·kg-1·d-1，是壤砂土（1.65 mg N·kg-1·d-1）的3.04倍，兩者差異極顯著（P＜0.01）；粉壤土的平均凈礦化速率為1.37 mg N·kg-1·d-1，是壤砂土（0.49 mg N·kg-1·d-1）的2.82倍，兩者差異極顯著（P＜0.01）。

2.3 N2O排放速率及其累積排放量

圖1 壤砂土和粉壤土中無機(jī)氮含量的動態(tài)變化Figure 1 Dynamic changes of inorganic Nin loamy sand soil and silt loam soil

圖2 培養(yǎng)7 d后壤砂土和粉壤土的凈硝化速率和凈礦化速率Figure 2 The net nitrification and mineralization rates of loamy sand soil and silt loam soil over a 7-day incubation period

圖3 壤砂土和粉壤土的N2O排放速率和累積排放量Figure 3 The N2Oemission rate and cumulative emissions from loamy sand soil and silt loamsoil

培養(yǎng)期間壤砂土和粉壤土的N2O排放速率動態(tài)變化趨勢相似（圖3），均表現(xiàn)為隨著培養(yǎng)的進(jìn)行逐漸增加，達(dá)到峰值后又迅速下降，但是兩者峰值出現(xiàn)的時間有所不同。壤砂土的N2O排放速率峰值出現(xiàn)在培養(yǎng)后的第5 d，而粉壤土的N2O排放速率峰值出現(xiàn)在培養(yǎng)后的第3 d。整個培養(yǎng)期間粉壤土的N2O排放速率介于334～588 ng N2O-N·kg-1·h-1之間，平均排放速率為521.3 ng N2O-N·kg-1·h-1，而壤砂土的N2O排放速率介于131～277 ng N2O-N·kg-1·h-1之間，平均排放速率為212.6 ng N2O-N·kg-1·h-1，顯著低于粉壤土（P＜0.05）。N2O累積排放量隨著培養(yǎng)時間的延長逐漸增加（圖3），培養(yǎng)7 d后粉壤土的N2O累積排放量達(dá)到87.6μg N2O-N·kg-1，顯著高于壤砂土的35.7μg N2O-N·kg-1（P＜0.05）。

粉壤土的N2O排放比率在整個培養(yǎng)期間變化不大，介于0.210%～0.254%之間（圖4）。壤砂土的N2O排放比率在培養(yǎng)后的第1 d較低（0.081%），隨后迅速增加，第3 d和第5 d變化不大，之后又迅速增加，至培養(yǎng)后的第7 d，N2O排放比率達(dá)到了0.301%。

2.4 CO2排放速率及其累積排放量

壤砂土和粉壤土的CO2排放速率均隨著培養(yǎng)的推進(jìn)呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢（圖5），說明土壤中可被微生物利用的有效碳數(shù)量在逐漸降低。壤砂土的CO2排放速率由第1 d的0.36 mg CO2-C·kg-1·h-1逐漸下降至第7 d的0.25 mg CO2-C·kg-1·h-1，平均排放速率為0.30 mg CO2-C·kg-1·h-1。粉壤土的CO2排放速率由第1 d的0.59 mg CO2-C·kg-1·h-1逐漸下降至第 7 d的0.36 mg CO2-C·kg-1·h-1，平均排放速率為 0.47 mg CO2-C·kg-1·h-1。整個培養(yǎng)期間，粉壤土的CO2排放速率均顯著高于壤砂土（P＜0.05）。

培養(yǎng)期間CO2累積排放量隨培養(yǎng)的進(jìn)行顯著增加（圖5）。至培養(yǎng)后的第7 d，粉壤土的CO2累積排放量達(dá)到78.8 mg CO2-C·kg-1，顯著高于壤砂土的50.7 mg CO2-C·kg-1（P＜0.05）。

圖4 壤砂土和粉壤土的N2O排放比率Figure 4 N2Oemission ratio fromloamy sand soil and silt loam soil

圖5 壤砂土和粉壤土的CO2排放速率和累積排放量Figure 5 CO2 emission rate and cumulative emissions fromloamy sand soil and silt loam soil

3 討論

3.1 凈氮轉(zhuǎn)化速率

土壤氮素轉(zhuǎn)化過程是由微生物控制的，土壤微生物活性受到很多因素的影響，而土壤質(zhì)地是眾多影響因素中非常重要的一個[19-20]，本文的研究結(jié)果也證實(shí)了這一點(diǎn)。有研究指出，土壤質(zhì)地主要通過影響土壤微生物活動以及土壤黏粒與有機(jī)質(zhì)相結(jié)合以保護(hù)有機(jī)質(zhì)的方式來影響氮素的礦化[21]。此外，土壤質(zhì)地對土壤團(tuán)聚體、土壤顆粒和土壤孔隙的大小和分布有很大影響，進(jìn)而影響水分和氣體在土壤中的傳輸和運(yùn)移，最終影響土壤氮轉(zhuǎn)化過程[6]。通常，壤砂土在長期耕作過程中其易分解的碳氮有機(jī)物已經(jīng)消耗殆盡，可供微生物利用的有效碳氮很少，微生物活性相對較弱；而質(zhì)地較好、水氣較為協(xié)調(diào)的粉壤土對養(yǎng)分的保持能力高于壤砂土，微生物生物量和活性較高，有利于有機(jī)氮礦化作用的進(jìn)行[22]。本研究中，壤砂土的凈礦化速率顯著低于粉壤土，還可能與壤砂土的有機(jī)碳含量較低有關(guān)（表1）。已有研究結(jié)果表明[23]，有機(jī)碳能夠?yàn)橥寥牢⑸锾峁┑孜锖湍芰?，促進(jìn)微生物的生長和繁殖。因此，土壤有機(jī)碳含量越高，微生物活性越強(qiáng)，凈礦化速率越高[24]。水溶性有機(jī)碳雖然占土壤有機(jī)碳庫的一小部分，但最容易被微生物利用，其含量直接影響土壤微生物的數(shù)量和活性[25]。因此，壤砂土相對較低的有機(jī)碳和水溶性有機(jī)碳含量，是導(dǎo)致凈礦化速率顯著低于粉壤土的另一主要原因。田冬等[22]研究表明，砂土的pH、有機(jī)質(zhì)和全氮含量顯著低于粉黏壤土和黏土，其凈氮礦化速率也最低，這與本文的研究結(jié)果一致。壤砂土相對粉壤土具有較低的凈礦化速率，表明壤砂土的氮素供應(yīng)能力較低，能為植物提供的可利用有效氮數(shù)量有限，實(shí)際生產(chǎn)中需要施用氮肥以保證作物對養(yǎng)分的需求。然而，由于壤砂土砂粒含量高，粉粒和黏粒含量較低，土壤對NH+4-N和NO-3-N的固持作用勢必很弱，導(dǎo)致土壤的保肥性能差。因此，氮肥施用要采取少量多次的方式，以防止NO-3-N淋溶造成的氮素?fù)p失。

土壤質(zhì)地對凈硝化速率的影響規(guī)律與凈礦化速率相同，也表現(xiàn)為壤砂土的凈硝化速率顯著低于粉壤土。土壤質(zhì)地通過影響土壤水分含量、透氣性及氧化還原電位來影響硝化活性[9]。通常壤砂土的砂粒含量高，黏粒含量低，通氣性能好，利于硝化作用的發(fā)生，但本研究中壤砂土的硝化速率顯著低于粉壤土，這可能是因?yàn)橄趸饔猛瑫r受土壤pH、養(yǎng)分有效性以及土壤環(huán)境等多因素的影響[26]。很多室內(nèi)試驗(yàn)和田間試驗(yàn)結(jié)果表明，pH對硝化速率有顯著影響，硝化微生物的活性隨著pH的升高而升高[27-29]。本研究中壤砂土相對較低的pH抑制了硝化微生物的生長和繁殖[30]，而且低pH下發(fā)生的硝化作用主要是真菌主導(dǎo)的異養(yǎng)硝化，其硝化能力遠(yuǎn)低于高pH下細(xì)菌主導(dǎo)的自養(yǎng)硝化作用[31]。鮑俊丹等[32]研究了我國典型土壤硝化作用與土壤性質(zhì)的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)在各種因素中，pH對土壤硝化速率的影響最大。丁洪等[33]針對不同類型土壤硝化活性差異的研究結(jié)果也表明，pH低的土壤硝化活性弱，硝化率低，硝化作用與土壤質(zhì)地和pH有很大關(guān)系，這與本文的研究結(jié)果一致。另外，與粉壤土相比，壤砂土的凈礦化速率較低，能夠?yàn)橄趸⑸锾峁┑南趸孜飻?shù)量較少，間接抑制了硝化作用的發(fā)生。由此可見，土壤質(zhì)地對硝化速率的影響關(guān)系復(fù)雜，很難斷定試驗(yàn)結(jié)果差異是單純由質(zhì)地差異引起的，還是由多個因素的交互作用所致[34]。這也進(jìn)一步說明，有關(guān)不同質(zhì)地土壤氮轉(zhuǎn)化過程的研究還需進(jìn)行深入的探索，以明確多重影響因素的具體貢獻(xiàn)及其作用機(jī)制。

3.2 N2O排放

土壤排放的N2O主要來自硝化作用和反硝化作用兩個過程。本研究是在好氧條件下進(jìn)行的，土壤水分含量在整個培養(yǎng)期間保持在60%WHC，有利于硝化作用的進(jìn)行。本文中壤砂土和粉壤土的N2O排放比率為0.081%～0.301%，與文獻(xiàn)[35]中報(bào)道的硝化過程排放的N2O占硝化氮的比率（0.03%～0.20%）相當(dāng)，說明硝化作用是兩種土壤N2O排放的主要貢獻(xiàn)源。粉壤土相對于壤砂土具有較高的凈硝化速率，因此導(dǎo)致了粉壤土的N2O排放速率也較高，這與Pihlatie等[12]和Syv?salo等[36]的研究結(jié)果一致。有研究指出[10-11]，如果土壤的黏粒含量較高，硝化速率較快，那么即使在好氧條件下進(jìn)行培養(yǎng)，土壤中也可能形成厭氧微區(qū)促進(jìn)反硝化作用的發(fā)生和N2O的大量排放，這是因?yàn)橄趸^程消耗氧氣，硝化作用的快速發(fā)生會導(dǎo)致土壤微粒間氧氣供應(yīng)不足。此外，培養(yǎng)前向土壤中用移液管添加水分和氮溶液的過程不可能均勻一致，很可能導(dǎo)致黏粒被水分飽和形成厭氧微區(qū)。因此，本研究中粉壤土較高的黏粒含量和較高的硝化速率很可能促進(jìn)了土壤中某些微區(qū)內(nèi)氧氣的匱乏，發(fā)生了反硝化作用，導(dǎo)致N2O排放量顯著高于壤砂土。另外，土壤質(zhì)地和孔隙度大小都會影響土壤的通氣性，進(jìn)而影響N2O的排放[37]。相對于粉壤土而言，壤砂土砂粒含量很高，粉粒和黏粒含量很低，通氣性好，不利于土壤厭氧微區(qū)的形成和反硝化作用的發(fā)生。Pihlatie等[12]的研究結(jié)果指出，即使砂土在100%WFPS水分條件下進(jìn)行培養(yǎng)，硝化作用仍是N2O排放的主要貢獻(xiàn)源，由此可見砂土具有良好的通氣性能。

3.3 CO2排放

在沒有種植作物的實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)條件下，土壤中CO2的排放主要來自土壤中微生物的呼吸作用。因此土壤呼吸作用的強(qiáng)度可以用來表征土壤微生物活性的大小[38]。土壤呼吸排放的CO2受物理、化學(xué)、生物等多方面因素的影響，與土壤中有機(jī)質(zhì)的數(shù)量和質(zhì)量，微生物的種類、數(shù)量和活性以及土壤質(zhì)地有著密切關(guān)系[39]。本研究中粉壤土的CO2排放速率和累積排放量顯著高于壤砂土，說明土壤質(zhì)地類型對CO2排放具有顯著影響。通常大孔隙多、透氣性良好的土壤質(zhì)地結(jié)構(gòu)有利于氣體的排放和運(yùn)輸，從而表現(xiàn)出較高的CO2排放量[40]。本研究中雖然壤砂土的透氣透水性能優(yōu)于粉壤土，但是其CO2排放量仍顯著低于粉壤土，說明土壤質(zhì)地不是導(dǎo)致兩種土壤CO2排放差異的主要原因。研究表明，土壤有機(jī)碳是微生物活動的底物，其含量的高低直接決定了土壤CO2的排放量[41]。本研究中粉壤土相對于壤砂土具有較高的有機(jī)碳含量，特別是很容易被微生物利用的水溶性有機(jī)碳含量較高，這能夠?yàn)槲⑸锾峁┏渥愕臓I養(yǎng)和碳源，作為呼吸的底物和基質(zhì)，促進(jìn)微生物的大量繁殖，進(jìn)而促進(jìn)微生物呼吸釋放CO2[42]。劉四義等[43]的研究發(fā)現(xiàn)，砂壤土CO2排放量低于黏壤土，與砂壤土具有較低的有機(jī)碳和微生物碳含量有關(guān)，這與本研究結(jié)果相似。

值得注意的是，本研究試驗(yàn)用土為風(fēng)干土壤，有研究指出，風(fēng)干、磨碎、過篩等過程會導(dǎo)致新鮮土壤結(jié)構(gòu)的破碎和擾動，原有的一些物理保護(hù)性有機(jī)物質(zhì)會釋放出來[44-45]，從而為微生物提供了底物和能量，促進(jìn)礦化作用的發(fā)生[46]。另外，風(fēng)干土壤重新復(fù)水后引起土水勢發(fā)生顯著改變，進(jìn)而誘導(dǎo)死亡微生物的細(xì)胞分解并釋放氨基酸、甘油和含氮化合物[47]，為存活微生物提供了可利用的碳氮底物。復(fù)水還會引起土壤團(tuán)聚體的膨脹裂解，使團(tuán)聚體中穩(wěn)定的有機(jī)質(zhì)暴露出來，被微生物利用引發(fā)碳氮礦化的激發(fā)效應(yīng)[48]。但是，有研究發(fā)現(xiàn)干土復(fù)水后引發(fā)的碳氮礦化激發(fā)效應(yīng)只發(fā)生在復(fù)水后的16 h內(nèi)，24 h后沒有顯著影響[49]，而且對N2O和CO2排放的激發(fā)效應(yīng)最多持續(xù)4 d[16]。本研究在復(fù)水7 d后才開始監(jiān)測氮礦化速率和氣體排放速率，因此由復(fù)水引起的土壤氮轉(zhuǎn)化速率和溫室氣體排放的差異應(yīng)該可以忽略不計(jì)。

4 結(jié)論

（1）土壤質(zhì)地顯著影響土壤氮素轉(zhuǎn)化過程，壤砂土的凈硝化速率和凈礦化速率顯著低于粉壤土。

（2）土壤質(zhì)地顯著影響溫室氣體排放，壤砂土的N2O和CO2平均排放速率及其累積排放量顯著低于粉壤土。

（3）本研究是在室內(nèi)培養(yǎng)條件下進(jìn)行的，與田間實(shí)際狀況有所差異。因此，有關(guān)不同質(zhì)地土壤的凈氮轉(zhuǎn)化速率和溫室氣體排放規(guī)律的研究還需開展田間試驗(yàn)加以驗(yàn)證。