含硫化合物對不同土壤硝化作用和N2O排放的影響

王夢思，馬紅亮,b*，高人,b，尹云鋒,b，彭園珍,b，楊柳明,b

(福建師范大學(xué) a.地理科學(xué)學(xué)院，b.濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地，福州 350007)

0 引言

氨基酸是主要的土壤有機氮化合物，20%～50%的土壤氮素存在于氨基酸中[1]。氨基酸-N能在土壤中迅速礦化成NH4+-N和NO3--N，是固定N的重要儲存庫，對土壤氮素保持和遷移轉(zhuǎn)化過程起重要作用[2-3]。已有研究發(fā)現(xiàn)，性質(zhì)不同的氨基酸(酸性、中性、堿性和含硫氨基酸)的C/N比、側(cè)鏈結(jié)構(gòu)、分解速率等差異可能會對土壤氮素轉(zhuǎn)化產(chǎn)生不同的影響[4]。如Vinolas等[5]發(fā)現(xiàn)帶正電性的氨基酸(賴氨酸)可被土壤中陽離子交換位有力吸附，而中性的甘氨酸和帶負(fù)電性的谷氨酸則相反。裴廣廷等[6]發(fā)現(xiàn)丙氨酸和甲硫氨酸對土壤NH4+-N、NO3--N、N2O的影響有很大差異，理化性質(zhì)不同的酸性、中性、堿性氨基酸在土壤中表現(xiàn)相似，而與含硫氨基酸差異較大。進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)，甲硫氨酸顯著抑制土壤硝化和亞硝化過程，使土壤中NH4+-N積累，并在一定程度上促進(jìn)N2O的排放[7]，還有人發(fā)現(xiàn)甲硫氨酸添加進(jìn)土壤 48 h 后，其含量顯著下降的同時伴隨著硫礦化的增加[8]，硫酸還原菌能顯著促進(jìn)水環(huán)境中甲硫氨酸的降解[9]，它的分解產(chǎn)物 CS2[10]與氨單加氧酶(AMO)活性中心的親核氨基酸(與Cu原子很接近)發(fā)生可逆反應(yīng)，阻礙NH4+-N向NO2--N轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致硝化底物NO2--N含量減少，從而抑制硝化作用[11]。因此，含硫氨基酸在土壤氮素轉(zhuǎn)化中具有特殊性，可能與硫的作用有關(guān)。

目前模擬氮沉降對土壤排放N2O研究較多，大多數(shù)研究表明氮沉降對土壤排放N2O有明顯的促進(jìn)作用[12-13]。含硫化肥比不含硫化肥產(chǎn)生更多的N2O[13]，且含硫化肥使土壤pH降低，使硝化過程中硝酸鹽轉(zhuǎn)化成N2O的速率和反硝化過程中N2O轉(zhuǎn)化為N2的速率加快[14]，因此，硫沉降對土壤N2O排放也具有重要影響[13]。土壤硝化作用是氮素循環(huán)的重要環(huán)節(jié)，也是生態(tài)系統(tǒng)中氮素?fù)p失和影響生態(tài)環(huán)境的潛在途徑之一，且土壤的礦化和硝化作用特征與土壤類型密切相關(guān)[15]。而不同含硫化合物是否對土壤氮轉(zhuǎn)化具有相似的影響，是理解硫沉降和土壤有機氮轉(zhuǎn)化機理的內(nèi)容之一。

因此，以不同pH值的3種森林土壤為研究對象，在60%飽和持水量(WHC)條件下，分別添加有機含硫化合物(甲硫氨酸、半胱氨酸)和無機含硫化合物(硫酸鈉)，分析了土壤中NH4+-N、NO3--N、總可溶性氮(Total soluble nitrogen，TSN)、可溶性有機氮(Soluble organic nitrogen，SON)含量和N2O釋放量的變化，研究含硫化合物對土壤硝化作用的抑制是否具有普遍性，以期為酸沉降機理和N2O釋放的調(diào)控提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

3種不同pH值土壤選自：黑土(Mollisols)采自長白山，中國東北(127°42′E，41°43′N)，土壤標(biāo)記為D。紅壤(Haplohumults)來自中國福建省建甌市萬木林自然保護(hù)區(qū)(118°09′E，27°03′N)土壤標(biāo)記為F。堿性土壤(Inceptisol)來自中國河南省洛陽市(112°27′E，34°49′N)，土壤標(biāo)記為H。在樣地的上、中、下坡隨機選取10個采樣點，用土鉆采集樣地表層(0～15 cm)土壤，挑除石塊和凋落物，充分混勻土壤帶回實驗室，土壤過2 mm篩后，裝袋放入冰箱(4 ℃)保存?zhèn)溆谩?種土壤的特征見表1。

1.2 室內(nèi)培養(yǎng)

表 1 土壤主要理化特性Table 1 Major soil physiochemical properties

土樣全碳/(g·kg-1)全氮/(g·kg-1)C/N銨態(tài)氮/(mg·kg-1)硝態(tài)氮/(mg·kg-1)pH飽和持水量/(g·kg-1)黏粒/%粉砂/%砂粒/%D89.2a7.47a11.9a18.1a28.3a5.86a1 426a11.1a16.7a32.2aF46.3b3.01b15.4b52.8b26.1b4.13b925b13.4b31.4b55.2bH19.0c1.35c14.4c12.0c11.2c8.34c649c10.3c48.0c41.7c

注：D，東北黑土；F，福建紅壤；H，河南堿性土壤,下同。不同的小寫字母代表土壤性質(zhì)上存在顯著差異(P<0.05)。數(shù)據(jù)為平均值(n=3)。設(shè)4個處理，分別是對照(CK)、添加甲硫氨基酸(Met)、添加半胱氨酸(Cys)、添加硫酸鈉(S)，每種處理3個重復(fù)。稱取相當(dāng)于烘干土質(zhì)量30 g的新鮮土樣裝入300 mL培養(yǎng)瓶中，Met、Cys、S的添加量分別為40 mg·N·kg-1、40 mg·N·kg-1[16]、91 mg·S·kg-1，根據(jù)需水量配制成溶液均勻添加進(jìn)土壤，并用蒸餾水稱重法調(diào)至60%WHC，對照添加等量蒸餾水。用保鮮膜封蓋瓶口并打孔保鮮膜以保持有氧條件，隨機排列置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。通過稱重加入需要的去離子水來調(diào)節(jié)含水量，每2～3天調(diào)整一次。在第0、21天破壞性取土樣，每次取樣隨機選取3個重復(fù)，稱取相當(dāng)于8 g烘干土的培養(yǎng)土置于60 mL離心管中，加入40 mL 0.5 mol·L-1K2SO4溶液浸提土壤(水土比5∶1)，蓋上瓶蓋置于搖床中振蕩1 h(250 r·min-1)后，離心10 min(4 000 r·min-1)，離心后用0.45 μm濾膜過濾，得到的待測濾液用于測定NH4+-N、NO3--N、總可溶性氮(Total soluble nitrogen，TSN)；在第5、10、21天采集氣體、測定N2O濃度。每次氣體取樣前打開瓶口保鮮膜，將培養(yǎng)瓶置于通風(fēng)口換氣，使瓶內(nèi)氣體與空氣充分混合，隨機選取3個培養(yǎng)瓶，收集瓶內(nèi)氣體；然后立即密封培養(yǎng)瓶，24 h之后，再次抽取氣體，打開瓶蓋，用扎孔保鮮膜覆蓋培養(yǎng)瓶繼續(xù)培養(yǎng)。采集的氣體，注入到鋁膜氣袋(50 mL，大連徳霖)中保存，待測N2O濃度。

1.3 測定方法

土壤理化性質(zhì)：土壤pH采用電位法，水土比為2.5∶1(V/V)；土壤粒徑采用土壤粒徑分析儀(SEDIMAT 4-12)按美國標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行分析，將全土分為砂粒(50～2 000 μm)、粉粒(2～50 μm)和黏粒(<2 μm)。用環(huán)刀法測定土壤飽和持水量，采用烘干法測定土壤含水量(105 ℃，24 h)；使用連續(xù)流動分析儀(SKALAR SAN++，荷蘭)測定土壤濾液中的NH4+-N、NO3--N和TSN含量；用氣相色譜儀(GC-2014，日本)測定氣體中的N2O濃度，載氣為高純He，流速30 mL·min-1，檢測器為PECD1，檢測器溫度320 ℃，柱溫60 ℃，標(biāo)準(zhǔn)氣體N2O濃度為0.353 μL·L-1；土壤全碳、全氮用碳氮元素分析儀(Elemantar vario MAX CN，德國)測定。

1.4 數(shù)據(jù)計算

土壤可溶性有機氮(SON)含量的計算[17]：

SON=TSN-(NH4+-N-NO3--N)

(1)

式(1)中：SON為可溶性有機氮(mg·kg-1)，TSN為總可溶性氮(mg·kg-1)，NH4+-N 為銨態(tài)氮(mg·kg-1)，NO3--N為硝態(tài)氮(mg·kg-1)。

土壤N2O產(chǎn)生速率的計算方法[18]：

(2)

式(2)中：F表示氣體產(chǎn)生速率(μg·kg-1·h-1)；k為常數(shù)，取值1.25(kg·m-3)；△c/△t為氣體在觀測時間內(nèi)濃度隨時間變化的直線斜率(10-6·h-1)；V為培養(yǎng)容器體積(mL)；m為土重(kg)；T為培養(yǎng)溫度(℃)。

氮礦化量為培養(yǎng)期內(nèi)氨化作用產(chǎn)生NH4+-N 含量加上硝化作用產(chǎn)生NO3--N含量[19]。氮凈氨化(或硝化)量等于土樣從培養(yǎng)起始到培養(yǎng)終止NH4+-N(或 NO3--N)濃度隨時間的變化值[19]。土壤凈氮礦化、氨化、硝化速率(mg·kg-1·d-1)的計算公式[3]：

(3)

(4)

(5)

式(3～5)中：(NH4+-N)t2、(NO3--N)t2分別為培養(yǎng)后的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量(mg·kg-1)；(NH4+-N)t1、(NO3--N)t1分別為培養(yǎng)初的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量(mg·kg-1)。

SON變化量=SONt2-SONt1

(6)

TSN變化量=TSNt2-TSNt1

(7)

式(6～7)中：SONt2、TSNt2分別為培養(yǎng)后的可溶性有機氮和總可溶性氮含量(mg·kg-1)；SONt1、TSNt1分別為培養(yǎng)初的可溶性有機氮和總可溶性氮含量(mg·kg-1)；t2、t1分別代表第21、1天。

1.5 統(tǒng)計分析

采用SPSS 18.0中的單因素方差分析(One-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)分析不同含硫化合物處理間的差異顯著性；采用雙因素方差分析土壤類型、含硫化合物處理及二者交互作用對凈轉(zhuǎn)化速率和氮素變化量的影響，以及時間、含硫化合物處理及二者交互作用對N2O產(chǎn)生速率的影響；利用Pearson相關(guān)系數(shù)檢驗各氮素之間的相關(guān)性。圖表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤氮凈轉(zhuǎn)化速率的變化

在CK處理中，凈氨化速率在土壤D，F(xiàn)和H分別為0.10、-0.17和0.07 mg·kg-1·d-1(圖1a)。與CK相比，Met和Cys處理D和F土壤的凈氨化速率顯著升高，在D土壤分別為1.53和1.22 mg·kg-1·d-1，在F土壤分別為1.78和2.31 mg·kg-1·d-1；H土壤的凈氨化速率，為負(fù)值。S處理變化不明顯，且均為負(fù)值。方差分析顯示，土壤類型、含硫化合物處理及二者交互作用對凈氨化作用有極顯著影響(P<0.001)。

在CK處理中，D土壤的凈硝化速率分別顯著高于F和H土壤 49.2%和130.1%(圖1 b)。與CK相比，凈硝化速率在D土壤的各處理變化不明顯；F土壤在Met和Cys中分別顯著降低了146.4%和122.4%；但是H土壤在Met和Cys中顯著提高了403.6%和312.0%。在CK和S處理中，凈硝化速率表現(xiàn)為土壤D>F>H，而在Met和Cys中則表現(xiàn)為土壤H>D>F。方差分析顯示，土壤類型以及土壤類型和含硫化合物處理二者的交互作用對凈硝化速率有極顯著影響(P<0.001)。

在CK處理中(圖1 c)，D土壤的凈礦化速率分別顯著高于F和H 土壤96.2%和122.2%。與CK相比，Met和Cys處理分別使D土壤的凈礦化速率提高了109.0%和207.9%，F(xiàn)土壤的凈礦化速率提高了109.0%、207.9%，H土壤的凈礦化速率提高了267.5%和215.8%，而S處理僅顯著提高了F土壤105.1%。在Met處理中，D和H土壤的凈礦化速率顯著高于F土壤73.8%和55.2%，而在Cys處理中，D土壤顯著高于F和H土壤 39.6%和54.1%，S處理中3種土壤的凈礦化速率變化不明顯。方差分析顯示，只有含硫化合物處理對凈礦化速率有極顯著影響(P<0.001)。

2.2 土壤中可溶性有機氮和總可溶性氮的變化

如圖2 a所示，實驗期間，土壤SON在CK處理增加，但是在Met處理降低；在Cys處理3個土壤差異較大，而在S處理F和H土壤增加。因此，與CK相比，Met處理中土壤D、F和H的SON變化量顯著降低964.9%、497.6%和321.6%，Cys處理中D和F土壤SON變化量顯著降低1 284.0%和270.4%，H土壤則高于CK 28.8%，在S處理D土壤的SON變化量顯著降低421.6%，而F和H土壤顯著高于CK 326.7%和76.1%。方差分析顯示，土壤類型和含硫化合物處理及二者交互作用對土壤SON含量變化均有顯著影響(P<0.05)。

注：CK，對照Contrast；Met，甲硫氨酸Methionine；Cys，半胱氨酸Cysteine；S，硫酸鈉Sodium sulfate。統(tǒng)計分析包括土壤類型和 含硫化合物處理及二者交互作用對凈轉(zhuǎn)化速率的影響，P<0.05表示因素對凈轉(zhuǎn)化速率的影響顯著。不同的小寫字母代表相同 處理中不同土壤之間存在顯著差異(P<0.05)；不同大寫字母代表相同土壤中不同處理之間存在顯著差異(P<0.05)。下同。圖 1 不同含硫化合物添加對土壤氮凈氨化速率、凈硝化速率和凈礦化速率的影響Figure 1 Effects of different sulfur compounds on soil net ammonification，net nitrification and net nitrogen mineralization rate

圖 2 不同含硫化合物添加對土壤SON和TSN含量變化的影響Figure 2 Effects of different sulfur compounds on changes of soil SON and TSN

實驗過程中，不同處理和土壤的TSN均有所增加(圖2b)。與CK相比，Met處理的D、F和H土壤 TSN增量分別降低了63.9%、79.0%和45.8%，Cys處理的D土壤TSN增量顯著低于CK 83.6%，但是F和H土壤顯著升高108.9%和127.7%，S處理的F和H土壤顯著高于CK 117.9%和61.6%。方差分析顯示，土壤類型和含硫化合物處理及二者交互作用對土壤TSN含量變化均有顯著影響(P<0.05)。

2.3 不同含硫化合物處理土壤氧化亞氮排放

如圖3所示，3種土壤中N2O產(chǎn)生速率均在培養(yǎng)第5天最高，之后顯著降低。培養(yǎng)第5天，在CK處理中，N2O產(chǎn)生速率在土壤D、F和H分別為215.71、201.96和95.34 μg·kg-1·h-1。Met和Cys處理在D土壤顯著高出CK 1.4和1.5倍，在H土壤顯著高出CK 1.8和2.2倍，在F土壤顯著高出CK 1.9和3.9倍，D和H土壤中Met和Cys處理顯著高出CK和S(P<0.05)。第10天，在CK處理中，N2O產(chǎn)生速率在土壤D、F和H分別僅為21.92、12.04和2.86 μg·kg-1·h-1。與CK相比，Met和Cys處理在F土壤分別高于CK 2.9和8.8倍，D土壤各處理差異不顯著。而Cys和S處理在H土壤分別比CK顯著降低76.9%和42.3%。第21天，在CK處理中，N2O產(chǎn)生速率在土壤D、F和H分別為56.07、12.96和18.56 μg·kg-1·h-1。Met和Cys處理在F土壤分別高出CK 0.4和4.9倍，Met處理在H土壤顯著低于CK 65%(P<0.05)。方差分析顯示，土壤類型和含硫化合物處理對土壤N2O產(chǎn)生速率均有極顯著影響(P<0.001)。

注：D，東北黑土；F，福建紅壤；H，河南堿性土壤。圖 3 不同含硫化合物添加對土壤N2O產(chǎn)生速率的影響Figure 3 Effects of different sulfur compounds addition on soil N2O production rate

2.4 不同土壤氮素的相關(guān)性分析

各土壤氮素之間顯著的正相關(guān)性主要體現(xiàn)在與TSN的正相關(guān)(表2)；在F和H中，NH4+-N含量與NO3--N含量呈顯著的負(fù)相關(guān)，且F中NH4+-N含量與NO3--N含量的負(fù)相關(guān)性大于H中的，H中NH4+-N含量與SON含量呈正相關(guān)；在D中NO3--N含量與SON呈顯著的負(fù)相關(guān)。

表 2 不同土壤氮形態(tài)之間的相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis between nitrogen forms in different soils

氮形態(tài)NH4+-NDFHNO3--N DFHSONDFHNO3--N-0.105-0.628??-0.526??SON-0.1790.1520.432?-0.591??-0.1140.062TSN0.647??0.708??-0.0540.132-0.1360.782??0.2750.676??0.636??

3 討論

3.1 含硫化合物對土壤硝化作用的影響

氨基酸容易礦化[3]，因此，Met和Cys處理銨態(tài)氮增加，凈氨化速率顯著提高，這與添加氨基酸的相關(guān)研究一致[7,15,20]。裴廣廷等[6]研究發(fā)現(xiàn),Met抑制硝化，谷氨酸、賴氨酸和丙氨酸沒有抑制硝化作用的效果。為探究是否與硫有關(guān)，本研究中選取含硫化合物作為氮添加處理，發(fā)現(xiàn)在D和F土壤中，Met和Cys處理凈氨化速率顯著提高，但凈硝化速率在F土壤顯著降低為負(fù)值，處理后的NH4+-N含量與 NO3--N含量呈顯著負(fù)相關(guān)(表2)，表明Met和Cys添加在一定程度上促進(jìn)了氨氧化而抑制了硝化作用，尤其是F土壤。然而本研究發(fā)現(xiàn)，與CK相比，在H中則表現(xiàn)相反，凈氨化速率顯著降低為負(fù)值(負(fù)激發(fā)效應(yīng)，即氮的固定)，而凈硝化速率顯著提高，各處理凈硝化速率變化不明顯，說明Met和Cys對土壤硝化作用的影響因土壤類型不同而存在差異(圖1b)。林偉等[7]發(fā)現(xiàn)Met添加使NH4+-N含量增加，而NO3--N含量顯著降低，二者呈顯著負(fù)相關(guān)，這與本研究結(jié)果一致，說明氨基酸在土壤中迅速發(fā)生礦化。本研究中添加氨基酸降低了土壤SON含量(圖2a)，而土壤D中SON與NO3--N含量呈顯著的負(fù)相關(guān)性(表2)，所以，氨基酸添加可能在一定程度上促進(jìn)了土壤有機氮庫向無機氮庫轉(zhuǎn)化。有研究認(rèn)為中國北方土質(zhì)偏堿性，南方偏酸性，氨含量北高南低，土壤中氨的揮發(fā)量隨土壤pH的升高而增加[21]，H土取樣于河南，土壤pH值(pH=8.34)顯著高于F，土質(zhì)偏堿性，氨揮發(fā)量增多而導(dǎo)致土壤氮素?fù)p失，故H土壤凈氨化速率降低，而pH較低的F土壤則抑制了硝化作用。還可能是氨基酸的增加，增加了一些異養(yǎng)微生物增值的直接能源，減少了這些異養(yǎng)微生物與硝化菌、亞硝化菌之間的競爭，從而促進(jìn)硝化[22]，使凈硝化速率增加。

馬芬等[20]也發(fā)現(xiàn)添加富含氮的氨基酸顯著增加了土壤NH4+-N含量，與異養(yǎng)微生物通過吸收氨基酸分子增大活性有關(guān)[16]，而對土壤NO3--N含量和 N2O 排放影響較小，說明氨基酸在短期內(nèi)可提高土壤氮的有效性。通常認(rèn)為土壤 pH 值高可增加土壤有機質(zhì)的可溶性，為微生物活動提供了大量的碳、氮基質(zhì)，從而促進(jìn)土壤氮礦化[23]，產(chǎn)生更多的銨態(tài)氮。Cys與Met一樣是一種含硫的非必需氨基酸，具有很強的還原性[24]。Met和Cys之所以能抑制土壤硝化，是因為兩者的分解產(chǎn)物都有CS2，而CS2會抑制土壤硝化作用[10]。也可能與土壤硫酸還原菌有關(guān)，它能顯著促進(jìn)Met和Cys的降解[9]，故出現(xiàn)NH4+-N含量增加，NO3--N含量降低的情況。Saad等[25]發(fā)現(xiàn)向土壤中添加硫代硫酸鹽會降低土壤NH4+-N氧化為NO3--N的速率，從而在一定程度上抑制了硝化反應(yīng)。這與本研究添加Met和Cys后NO3--N含量下降的結(jié)果一致，其原因是Met也是一種含硫化合物，與硫代硫酸鹽性質(zhì)相似，對土壤硝化反應(yīng)具有一定的抑制作用。

研究發(fā)現(xiàn)，外源硫輸入會增加土壤氮的有效性[26]，降低土壤中NO3--N的淋溶損失。例如Brown等[27]在草地酸性土壤中發(fā)現(xiàn)添加15.2 kg·S·hm-2·a-1可使高氮(450 kg·N·hm-2·a-1)處理土壤中NO3--N淋失減少58%～72%，低氮(200 kg·N·hm-2·a-1)處理中減少10%左右。含硫化合物顯著增加土壤NH4+-N含量，且抑制了NH4+-N硝化，元素S抑制NH4+-N的硝化機理是硫在土壤中氧化為SO42-過程中形成的兩種中間體S2O32-和S4O62-的作用[28]。Wang等[26]對半干旱區(qū)栗鈣土的研究也發(fā)現(xiàn)添加氮顯著提高了各粒級土壤團聚體有效硫的含量，說明氮和硫的有效性是相互促進(jìn)的，二者的協(xié)同增效作用可能與有機質(zhì)礦化有關(guān)，還可能因為二者都是蛋白質(zhì)的主要組成成分[27]。因此，有機和無機硫?qū)ν寥老趸饔玫挠绊懖煌赡茉蚴怯袡C硫化合物與無機硫化合物分解狀態(tài)不同，有機硫化合物比無機硫更易分解，但也更易流失。

3.2 含硫化合物對土壤N2O的影響

N2O是硝化和反硝化作用的產(chǎn)物[29]。本研究中，在培養(yǎng)第5天，Met和Cys處理使各土壤N2O產(chǎn)生速率均高于CK，表明含硫氨基酸促進(jìn)礦化和硝化。氨基酸在森林土壤中能迅速轉(zhuǎn)化為NH4+-N和NO3--N基質(zhì)，與可礦化氮存在正相關(guān)性[16]，其礦化和硝化可能是N2O排放的主要來源之一，還有學(xué)者發(fā)現(xiàn)氨基亞砜甲硫氨基酸(MSX)能促進(jìn)土壤凈礦化作用，并對土壤的氮固持起抑制作用[30]。低土壤 pH可能通過NO2--N的化學(xué)反硝化作用抑制N2O還原酶活性，進(jìn)而提高硝化速率和N2O產(chǎn)生量[31]。由于F土壤凈硝化作用為負(fù)值，這些結(jié)果表明，可能在F土壤并不是不產(chǎn)生NO3--N而是被保持了，且D土壤保持低于F土壤。有機硫促進(jìn)了N2O的釋放，可能是異養(yǎng)硝化細(xì)菌經(jīng)羥胺氧化酶(HAO)的催化作用，將羥氨轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽和少量的N2O[32]；也可能是因為Met經(jīng)微生物分解后產(chǎn)生大量的乙烯(C2H4)，C2H4的形成需要消耗O2使土壤形成厭氧環(huán)境，更利于土壤N2O的釋放量[33]。此外，無機硫處理第5天 N2O產(chǎn)生速率與CK差異不明顯，但顯著低于有機硫，表明無機硫?qū)2O產(chǎn)生速率的影響不明顯。土壤酸化還加速 SO42-和 NO3--N向下層土壤遷移，導(dǎo)致土壤無機碳分解和交換性陽離子流失[17]。也有人在草地生態(tài)系統(tǒng)土壤硫平衡和有機碳庫監(jiān)測的長期(50年)試驗中發(fā)現(xiàn)，硫含量增加階段，土壤礦化減少，利于有機碳的積累；有機碳含量低，土壤硫含量也相對較少[34]，說明土壤有效碳的多少可能決定無機硫?qū)2O產(chǎn)生速率的影響程度。

在培養(yǎng)第10和21天，各處理中N2O產(chǎn)生速率均低于培養(yǎng)之初(第5天)，原因是隨著有效碳的消耗，土壤 N2O 釋放量減少。Dobbie & Smith[35]也發(fā)現(xiàn)高N2O通量通常主要發(fā)生在施用礦物氮肥后相對短暫的時期。隨著外源氮的累積，硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌氮的可利用性增加，土壤中氮的限制作用被緩解，土壤硝化和反硝化作用增強，土壤N2O的排放量急劇增加。這與本研究結(jié)果一致。由于D和F中碳氮含量遠(yuǎn)高于H(表1)，N2O產(chǎn)生速率也明顯多于H，表明在C基質(zhì)充足條件下，異養(yǎng)硝化細(xì)菌可利用NO3--N生成大量的N2O。

4 結(jié)論

含硫氨基酸(甲硫氨酸和半胱氨酸)添加促進(jìn)酸性土壤氨化、抑制硝化作用，但對堿性土壤影響相反。有機硫和無機硫?qū)ν寥赖绊懖煌谟袡C硫化合物處理中，凈氨化速率和凈硝化速率分別與土壤pH值呈負(fù)相關(guān)正相關(guān)。然而在無機硫化合物處理中，凈氨化速率與土壤pH值呈正相關(guān)，對凈硝化速率沒有影響。有機含硫化合物促進(jìn)了N2O的釋放，無機含硫化合物對N2O產(chǎn)生速率的影響不明顯。由于N2O是硝化作用的產(chǎn)物，因此，福建紅壤(F)土壤硝態(tài)氮降低可能與硝態(tài)氮保持有關(guān)，并不是限制了硝化。