2022, Vol. 43
, HU Yu-jie , ZHAO Cai-yue , ZHAO Yan , YUAN Xin-sheng , TANG Shui-rong , WU Yan-zheng
, MENG Lei
氮素是一种重要的生命元素, 对于维持生态系统的组成、功能和健康等具有重要的作用[1].硝化作用是土壤氮转化的关键过程, 不仅关系到土壤中NH4+-N的进一步转化, 还和土壤氮素损失密切相关, 涉及到土壤酸化和氮氧化物(NO和N2O)排放等环境问题[2, 3].土壤碳氮含量、pH、含水量和土地利用方式等都是影响土壤硝化速率的重要因素[4~6].土地利用方式变化可能会影响有机物质的输入输出平衡, 引起土壤有机碳含量的显著变化[7]; 影响土壤pH、微生物群落和结构等, 进而影响硝化作用[8]; 影响氮转化的功能微生物和微生物对土壤硝化作用的相对贡献, 进而影响氮转化速率[9].
海南岛地处热带, 雨热条件丰富, 橡胶林是此地区重要的人工林生态系统, 种植总面积约52.7万hm2, 占海南人工林面积的84%[10], 每年施用氮肥在11万t以上[11].橡胶林改为茶园是此地区典型的土地利用措施之一, 茶叶是我国重要的经济作物, 成为很多地区支柱产业[12].我国茶叶种植面积占世界茶园70%, 种植面积和产量均居世界首位[13], 施肥量(以N计)高达450~1 200 kg·(hm2·a)-1不等[14], 海南省茶叶种植主要集中在白沙和五指山等市县, 全省茶叶面积为2 400 hm2[15].橡胶林改为茶园的耕作措施势必会对土壤硝化过程、微生物种类和丰度产生影响, 进而影响土壤的氮素有效性[16, 17].橡胶林改为茶园后, 随着植茶年限的增加, 土壤理化性质, 如土壤pH值下降, 钙和镁等盐基离子和微量元素相对缺乏, 可能导致微生物活性和数量下降, 因而抑制硝化作用并降低氮氧化物排放[18], 但长期大量施用氮肥又很可能促进氨氧化细菌的生长和改善磷素营养状况, 进而显著地促进硝化作用并提高氮氧化物排放[19]. Nanang等[20]的研究发现不同土地利用方式对红壤N2O排放速率影响显著, 旱地红壤N2O排放速率最低, 竹林和茶园较高. Zhang等[21]的研究发现茶园土壤总硝化速率在8~36 a内随种植年限的增加而增加, 但在105 a时降低.目前, 热带地区橡胶林改为茶园后对土壤硝化过程的影响仍不清楚, 丰富的雨热条件更容易导致氮素特别是硝态氮的淋溶损失, 因此, 明确土地利用方式对土壤硝化作用的影响, 对于制定相应的氮素调控措施, 应对日益严重的环境问题具有重要的意义.
施入土壤中的大量氮素会通过淋溶、径流、氨挥发或通过硝化-反硝化作用以N2O和NOx(NO、NO2)等形式流失[11].NO作为一种重要的大气化学活性气体[22], 在对流层中和挥发性烷烃反应产生臭氧而影响全球温室效应, 或进一步转化为亚硝酸和硝酸, 通过干湿沉降导致生态系统的酸化和富营养化.N2O作为大气中最主要的3种温室气体之一, 能通过光化学反应来损耗大气中的臭氧而破坏臭氧层, 还能产生光化学烟雾等[23]. NO和N2O这两种人为排放到大气中的重要氮氧化物, 能够直接或间接地导致全球变暖和大气污染.农业土壤是NO和N2O的重要排放源, 分别占全球人为排放的10%和60%[24].目前相关研究主要在蔬菜地、小麦、玉米地和水稻田等陆地生态系统中, 而有关热带地区橡胶林和茶园这些多年生作物在独特酸性土壤条件下含氮气体排放的研究较少.热带森林土壤是重要的N2O排放源[25].中国茶园土壤N2O平均排放系数为2.72%, 是旱地土壤排放系数(1.05%)的两倍以上[26], 少量关于茶园土壤NO排放的研究中发现, NO直接排放系数更是高达3.15%~3.68%[27].硝化过程是NO产生的主要过程, 同时硝化过程以及产生的硝态氮而产生的反硝化过程也会带来N2O的排放[22].不同土地利用方式很可能带来相应的氮氧化物排放的变化, 因此, 迫切需要深化橡胶林和茶园土壤氮氧化物排放的环境效应的研究.
不同利用方式的土壤由于水分状况变化会导致土壤微生态环境产生不同变化[28, 29], 土壤水分含量是影响硝化过程的敏感环境因子, 继而影响土壤中NO和N2O的产生和排放[30, 31].当可利用的水分低时, 微生物活性受到抑制, 产生NO的量很少, 而水分过高会导致厌氧环境增加, 促进微生物反硝化过程, 气态氮的损失以N2O和N2为主, 可能会削弱NO排放[32].我国热带地区雨热条件充沛, 导致土壤含水量会有较大变化, 不同土地利用方式和水分会如何影响土壤硝化速率尚不清楚, 因此, 充分了解土壤水分状况对土壤环境变化的影响, 能够更好地阐明不同水分含量条件下土壤硝化过程、NO和N2O排放变化机制.
本文以我国热带地区典型橡胶林土壤和茶园土壤为研究对象, 采取室内培养试验, 探究不同土地利用方式和不同水分含量对土壤硝化过程、NO和N2O排放的影响和潜在影响因素, 能够有效补充热带地区橡胶林和茶园土壤NO和N2O排放研究的不足, 对于制定合理的利用规划和农业管理措施, 减少氮素的负面环境影响具有重要的意义.
1 材料与方法 1.1 供试土壤供试土壤取自海南省白沙县(109°28′18″E, 19°11′56″N), 当地属热带季风气候, 高温多雨, 年均降雨量1 725 mm, 年均气温22.7℃, 分别采集了植茶年限为5 a和15 a的茶园土壤和附近的橡胶林土壤(分别记为T5、T15和XJ).每种土壤取5个空间重复样品之后混匀, 采样深度为0~20 cm.新鲜样品采集后, 剔除枯枝落叶和石子, 自然风干并过2 mm筛, 经处理后, 一部分土样用于测定土壤基础理化性质, 一部分用于室内培养.供试土壤基本理化性质见表 1.
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表 1 供试土壤的理化性质1) Table 1 Physico-chemical properties of tested soils |
1.2 试验设计
采用室内恒温培养法, 称150 g(以干土计)土壤置于500 mL培养瓶中, 并调节土壤含水量至50% WFPS后置于25℃恒温培养箱中培养7 d, 以激活土壤微生物和消除干湿效应.活化结束后按照试验设计以200 mg·kg-1尿素(含N 46.4%)装入培养瓶中混匀, 设置两个不同的水分含量50% WFPS(L)和80% WFPS(H), 即6个处理：XJL、XJH、T5L、T5H、T15L和T15H, 每个处理均设置采集气体和采集土壤样品的重复.每隔1 d通过称重法补充水分, 用保鲜膜封住培养瓶瓶口, 并用针扎小孔, 以进空气, 于25℃恒温培养箱内培养71 d.
1.3 样品采集和测定土壤样品培养后, 分别于1、3、5、7、9、11、13、15、19、23、27、31、35、43、47、51、55、63、67和71 d采集气体样品.采样前, 先向瓶内吹入10 min空气以驱除瓶内气体, 随后迅速塞住瓶口并密封.分别在密封培养瓶后0 min和40 min用带三通阀的注射器采集瓶中的气体10 mL, 直接注入气相色谱仪(GC; 7890A GC System, Agilent Technologies, USA)测定气体样品中N2O浓度, 所用检测器为ECD检测器, 检测所用标准气体由中国计量科学研究院提供.分别在密封培养瓶后0 min和6 h用带三通阀的注射器采集瓶中的气体20 mL注入2 L气袋, 再注入1.2 L高纯氮气稀释后用42 i型NO-NO2-NOx分析仪(Thermo Environmental Instruments Inc., Franklin, MA, USA)分析NO的样品浓度.
土壤pH、NH4+-N和NO3--N用土分别于培养7、15、23、31、47和63 d采样.土壤pH用pH计(Mettler Toledo, FiveEasy, FE 20)测定; 土壤NH4+-N和NO3--N用2 mol·L-1 KCl浸提(液土比10∶1), 过滤后用连续流动分析仪(Skalar Analytical, Breda, the Netherlands)测定; 土壤净硝化速率为培养结束时和开始时NO3--N浓度的差值除以培养无数; 土壤基本理化测定方法如下：有机质重铬酸钾-硫酸外加热容量法; 全氮采用半微量凯氏法; 有效磷采用氟化铵-盐酸浸提、钼蓝比色法测定; 速效钾采用1 mol·L-1乙酸铵溶液(pH=7)浸提、火焰光度计测定; 阳离子交换量采用乙酸铵交换-蒸馏法测定[33].
1.4 数据处理与分析NO和N2O排放速率计算公式为：
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式中, F为NO和N2O排放通量[μg·(kg·h)-1]; ρ为标准状态下的气体密度(kg·m-3); v为培养瓶内气体体积(mL); w为风干土质量(kg); Δc/Δt为采气过程瓶内气体摩尔分数变化速率; T为采样时瓶内平均温度(℃).
累积排放量计算公式如下：
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式中, f为累积排放量(mg·kg-1), n和i为采样次数, ti+1-ti为两次采样间隔天数(d).
应用SPSS 26.0软件对数据进行统计分析, 所有变量均进行了正态性和方差齐性检验.采用Pearson法对各变量间相关性进行分析, 显著水平为P < 0.05和P < 0.01, 处理间差异用Duncan多重比较法, 采用双因素方差分析土地利用方式、含水量及其交互作用对土壤净硝化速率、NO和N2O累积排放量的影响, 用Origin 8.0进行绘图, 用Canoco 4.5进行主成分分析.
2 结果与分析 2.1 土壤理化性质变化和硝化速率橡胶林转为茶园后, 土壤pH降低, 植茶年限越长pH越低.添加尿素后, 土壤pH相对培养前约升高1个单位, 培养期间茶园土壤pH为低含水量处理低于高含水量处理, 而橡胶林土壤在培养47 d时土壤pH为XJH < XJL, 呈相反趋势.培养结束时, 所有处理土壤pH均显著下降, T15L最低为3.99(图 1).
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L表示50%WFPS, H表示80%WFPS, 下同 图 1 不同处理pH变化 Fig. 1 Dynamic of pH in different treatments |
培养过程中, 土壤NH4+-N和NO3--N呈现此消彼长的变化趋势.低含水量条件下观察到更高的NH4+-N含量, 相同含水量条件下呈现XJ < T15 < T5的趋势.培养期间茶园土壤NO3--N含量为低含水量处理高于高含水量处理, 橡胶林土壤在培养前期呈现一致趋势, 但在培养结束时呈现XJH>XJL的相反趋势, XJH高达238.1 mg·kg-1.在低含水量条件下, 土壤NO3--N含量呈现T15>XJ>T5的趋势, 在高含水量条件下, 土壤NO3--N含量呈现XJ>T15>T5的趋势(图 2).
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图 2 不同处理NH4+-N和NO3--N变化 Fig. 2 Dynamic of NH4+-N and NO3--N in different treatments |
橡胶林土壤中, 土壤净硝化速率为XJH>XJL.在茶园土壤中, 土壤净硝化速率为低含水量处理高于高含水量处理且T15>T5.高含水量条件下, 土壤净硝化速率为：XJ>T15>T5, XJH最高达4.2 mg·(kg·d)-1(以N计, 下同).低含水量条件下, XJL和T15L净硝化速率无显著差异, T5L净硝化速率最低为1.9 mg·(kg·d)-1(图 3).
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不同小写字母表示不同处理间差异显著(P < 0.05) 图 3 不同处理土壤净硝化速率 Fig. 3 Soil net nitrification rate in different treatments |
培养期间NO排放整体呈现先上升后下降的趋势[图 4(a)].T5和T15在培养初期均为高含水量处理NO排放高, 随着培养时间的增加, 低含水量处理NO排放逐渐高于高含水量处理, 而XJ反之.其中XJ和T15L处理NO排放量较高, 峰值出现在培养的43~47 d, 其他处理日均排放量较低.从NO排放总量看, 橡胶林土壤NO排放高于15 a和5 a茶园土壤, 呈现出XJ>T15>T5的趋势, 茶园土壤中T15L处理排放量最高为0.6 mg·kg-1(以N计, 下同), 而XJH和XJL排放总量分别高达1.4 mg·kg-1和1.2 mg·kg-1, 是T15L排放量的两倍[图 5(a)].
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图 4 不同处理NO和N2O排放通量变化 Fig. 4 Dynamic of NO and N2O emissions in different treatments |
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不同小写字母表示不同处理间差异显著(P < 0.05) 图 5 不同处理NO和N2O排放总量 Fig. 5 Cumulative emissions of NO and N2O in different treatments |
土壤N2O排放均表现为高含水量处理高于低含水量处理, T5H和T15H在培养的47~55 d出现排放高峰, 而XJH则在培养的27 d达到峰值, 随后下降至培养结束[图 4(b)].从N2O排放总量看, 各处理N2O排放总量由大到小依次为：XJH>T15H>T5H>XJL>T15L>T5L[图 5(b)].整体上, 各土壤N2O排放在低含水量条件下无显著性差异, 两种气体排放均为橡胶林土壤高于茶园土壤, 低含水量处理NO排放占比高, 而高含水量处理N2O排放为主要占比, 高达91.0%~98.1%[图 5(c)].
2.3 气体排放和土壤理化性质的相关性本试验中XJL、XJH和T15L处理土壤NO排放与pH和NH4+-N呈极显著负相关, 与NO3--N呈极显著正相关(P < 0.01).茶园土壤T5H和T15H处理的N2O排放与pH和NH4+-N呈极显著负相关, 与NO3--N呈极显著正相关(P < 0.01), 而橡胶林土壤XJH处理的N2O排放仅与pH和NH4+-N呈显著负相关(P < 0.05), 低含水量下的橡胶林和茶园土壤N2O排放与pH、NH4+-N和NO3--N相关性不显著(表 2).土壤净硝化速率、NO和N2O排放在不同含水量之间和不同土地利用方式之间均存在统计学差异, 含水量、土地利用方式及其交互作用对土壤净硝化速率、NO和N2O累积排放量有显著影响(P < 0.001, 表 3).
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表 2 NO和N2O排放通量与土壤pH和矿质氮的相关性1) Table 2 Correlations of NO and N2O fluxes with soil pH and mineral nitrogen |
用主成分分析(PCA)来分析培养结束时与累积NO和N2O排放相关的土壤性质, 第一主成分解释了约83.60%的观测变异, 而第二主成分解释了16.30%的观测变异, 土壤净硝化速率、NO和N2O排放与土壤有机质(SOM)和土壤全氮(TN)呈正相关, 与土壤速效磷(AP)、速效钾(AK)和pH呈负相关(图 6).土壤净硝化速率和NO累积排放量呈极显著正相关关系(P < 0.01, 图 7).
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图 6 土壤净硝化速率、NO和N2O累积排放量与土壤性质的主成分分析 Fig. 6 Correlation triplot based on a principal component analysis (PCA) using net nitrification rate, cumulative emissions of NO and N2O and soil properties |
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图 7 土壤净硝化速率和NO排放的相关性 Fig. 7 Correlations of soil net nitrification and NO cumulative emissions |
土地利用方式的改变会对土壤理化性质、硝化过程、微生物数量和活性等产生显著影响[34].本试验在相同含水量条件下, 不同土地利用方式土壤净硝化速率、NO和N2O排放差异显著(图 3和图 5), 在高含水量条件下, 均表现出橡胶林土壤高于茶园土壤.土壤硝化速率主要取决于pH和SOM[35, 36]. Zhang等[37]的研究表明土壤pH是影响硝化作用的关键因子, 即提高土壤pH可以激发硝化作用而酸化则抑制硝化作用.橡胶林转为茶园后, 土壤pH降低(表 1), 这主要是因为茶树具有喜铵聚铝的特性, 茶树吸收铵态氮后, 根系会释放大量的H+, 同时茶叶能够吸收和累积大量的铝, 铝的生物地球化学循环也能够导致土壤酸化[38].植茶年限越长pH越低(表 1), 这印证了随着植茶年限增加, 土壤富集的铝和有机酸含量增加等一系列原因而出现的土壤酸化问题[39].本研究中T15的pH低于T5处理(表 1), 但净硝化速率却呈相反的趋势(图 3), 硝化过程主要分自养硝化和异养硝化, 高含水量条件下自养硝化过程受到一定程度的抑制, 而异养硝化过程主要受土壤碳源的影响[40, 41]; Zhu等[42]的研究表明, 林地转茶园之后, 增加了土壤的异养硝化, 而异养硝化速率受SOM含量的影响, 所以推测, 相比T5处理, 在高含水量条件下, T15处理可能增加了异养硝化速率, 所以整体上硝化速率高于T5处理.在低含水量条件下, 酸性土壤中自养硝化过程主要由AOA主导, 而pH越低, 越有利于AOA的活性, 而AOA的活性受到有机氮矿化氮的影响, 与土壤的SOM含量有一定的关联.但同时, Yang等[43]的研究表明酸性茶园土壤也存在活性较强的AOB, 所以热区茶园的自养硝化过程也可能由AOA和AOB共同驱动, 导致低含水量条件下15a的茶园土壤的净硝化速率与橡胶林无显著性差异, 并稍高于橡胶林的情况.
硝化和反硝化是土壤NO的主要产生过程[27, 44], 本试验在高含水量条件下, 橡胶林和茶园NO累积排放的趋势与净硝化速率一致[图 3和图 5(a)], 此结果说明在高含水量条件下, 不同土地利用方式NO排放主要受硝化作用影响; 在低含水量条件下, 15 a茶园土壤净硝化速率比橡胶林土壤略高, 而NO排放量却显著低于橡胶林土壤. Pilegarrd等[45]的研究表明NO排放在低含水量条件下主要受硝化过程控制, 自养硝化和异养硝化都可能产生NO, 同时硝化菌的反硝化过程也是NO排放的一个重要过程[46], 在森林土壤中异养硝化菌也能进行反硝化过程, 从而产生NO排放[45], 而异养硝化和硝化菌的反硝化与土壤中的碳源关系密切, 考虑到橡胶林的有机质含量显著高于茶园土壤, 因此推测在低含水量条件下异养硝化和硝化菌的反硝化在不同土地利用类型中NO排放占主导过程.高含水量条件下, N2O排放较高, 且与净硝化速率一致[图 3和图 5(b)], 考虑到硝化作用产生的N2O有限, 所以推测在高含水量条件下N2O主要来自于反硝化过程, 硝化产生的硝态氮对反硝化底物有重要影响, 所以高含水量条件下N2O排放也与硝化速率有一定的关联[47].低含水量条件下N2O排放趋势与净硝化速率则不一致[图 3和图 5(b)], 不同土地利用类型N2O排放都相对较低, 说明可能是在热带地区不同土地利用类型硝化作用产生的N2O有限[36].PCA结果显示土壤N2O排放与SOM显著正相关(图 6), SOM可以为反硝化过程提供碳源, 促进反硝化过程产生N2O的排放[40, 41].
3.2 不同水分含量对土壤净硝化速率及NO和N2O排放的影响一般认为, 土壤水分改变土壤氧气状况, 影响底物扩散和气体扩散, 是调节硝化和反硝化过程及NO和N2O排放的关键.土壤硝化速率在一定范围内随水分含量增加而增加[28], 相较于高含水量条件, 低含水量条件下更有利于硝化过程, 所以能看到茶园土壤在低含水量条件下比高含水量有更好的净硝化速率(图 3).于淑华等[48]的研究发现60%WHC为茶园最适硝化作用含水量.本试验中橡胶林土壤净硝化速率表现为XJH>XJL(图 3), Lan等[49]在不同林地的研究也表明, 土壤总硝化速率随着水分的增加而增加, 随着水分的增加促进了有机碳矿化过程, 橡胶林有更高的有机碳含量, 可能更有利于促进异养硝化过程[50, 51].
NO排放主要来自于硝化过程[27, 44], 所以XJ和T15的NO排放对水分的响应和净硝化速率趋势一致, 在橡胶林土壤中XJH排放量高于XJL, 在茶园土壤中T15L排放高于T15H[图 5(a)], 这是由于高含水量条件导致厌氧环境增加, 促进微生物反硝化过程, 气态氮的损失以N2O和N2为主, 削弱了NO排放, 这和水稻栽培NO排放量低于茶园的研究结果一致[52].而在T5处理中, NO在不同含水量条件下排放无显著性差异, 排放量都较低, T5L的净硝化速率却显著高于T5H[图 3和图 5(a)], 从表 2可以看出T5L和T5H处理NO排放与pH和矿质氮都无显著相关性, 且整个培养过程中排放量都处在较低水平, 说明在低含水量条件下, T5处理硝化过程可能较少产生NO和N2O等中间产物, 而更多产生硝态氮等硝化终产物为主[33, 53].通过图 5也可以看出在高含水量条件下N2O排放在橡胶林和茶园中都显著高于低含水量处理, 低含水量条件下N2O排放主要来自于硝化过程, 而高水量条件下N2O排放主要来自于反硝化, 因此高含水量条件下可能是促进了反硝化过程, 从而导致N2O的大量排放, 这和已有的研究结果一致[54, 55], 土壤的高N2O排放主要来自于反硝化过程.
3.3 土地利用方式和水分对土壤净硝化速率及NO和N2O排放的交互作用土壤净硝化速率、NO和N2O排放在不同土地利用方式和含水量之间均存在统计学差异, 土地利用方式、含水量及其交互作用对土壤净硝化速率、NO和N2O累积排放量有显著影响(P < 0.001, 表 3).不同土地利用方式的改变导致土壤的基本理化性质发生改变, 例如土壤有机质, 土壤pH的改变等, 从而导致相关的氮循环微生物和相应的NO和N2O排放的改变[56]; 与此同时, 相比橡胶林, 茶树在种植过程中分泌的酸性物质, 铝在土壤中的富集, 都能导致pH的不断降低和相应的微生物群落结构的变化, 因此由于不同作物的种植导致相应的微生物群落结构的变化, 也是导致不同土地利用方式下净硝化速率、NO和N2O排放产生差异的一个重要原因[57]; 另外土壤水分也是影响上述3个因素的重要影响因素, 不同土地利用类型导致土壤的微生物类型产生差异, 从而导致其对水分的响应也存在一定的变异性, 例如橡胶林的净硝化速率和NO排放对水分的响应与T5的茶园土壤存在差异.总的来说, 橡胶林转为茶园后在高含水量条件下显著降低了硝化速率、NO和N2O排放, 人们要更加注重热带地区橡胶林和中龄茶园土壤的硝化过程、NO和N2O排放.在施氮肥的过程中增加硝化抑制剂或者缓释肥等, 能提高氮肥利用率.
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表 3 土地利用方式、含水量及其交互作用对土壤净硝化速率、NO和N2O累积排放量的影响1) Table 3 Effects of the soil land-use, moisture and their interactions on the net nitrification rate and cumulative NO and N2O emissions |
4 结论
(1) 高含水量条件下, 橡胶林土壤净硝化速率、NO和N2O排放均显著高于茶园土壤, 整体呈现XJ>T15>T5的趋势; 低含水量条件下, 橡胶林土壤NO排放显著高于茶园土壤, 但净硝化速率和N2O排放在XJ和T15处理之间无显著差异.
(2) 橡胶林土壤的净硝化速率为高水量处理显著高于低含水量处理, 茶园土壤呈相反趋势; XJ和T15处理的NO排放对水分的响应和净硝化速率趋势一致, 高硝化速率促进NO排放; 土壤N2O排放为高含水量处理显著高于低含水量处理.
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