目前，已发现数百种化合物具有不同程度的硝化抑制效应^[1-2]。硝化抑制剂的作用是减缓土壤中的铵态氮氧化成为硝态氮的速度，以减少氮素气态损失和硝态氮淋溶^[3]。硝化过程是指从NH₄⁺-N到NO₃^--N的转化过程，此过程中包括亚硝化反应和硝化反应两个步骤，只要有一步被抑制，整个硝化过程就能够被抑制^[4]。双氰胺（DCD）的作用机理主要是抑制亚硝化细菌的活性，阻止NH₄⁺-N的第一步氧化，从而减少NO₂^-的累积，进而控制NO₃^-的形成^[5]。脲酶抑制剂主要有无机物和有机物两大类^[6]。脲酶抑制剂的抑制机理是：当尿素施入土壤后，在脲酶的作用下，经由氨基甲酸水解成NH₃^[7]，此过程中施用脲酶抑制剂可通过抑制脲酶的活性抑制尿素的水解。生物质炭（Biochar）是生物残体在缺氧情况下，经高温裂解（350~600 ℃）产生的固体产物，其结构稳定、多孔、比表面积大，具有大量的表面负电荷，且电荷密度高，能吸附土壤阳离子^[8-9]。通过添加硝化/脲酶抑制剂或者生物质炭来提高传统施肥模式下氮素利用率的研究较多。有研究表明在麦季施用硝化抑制剂可以提高氮素利用率，减少N₂O排放^[10]；在紫色土壤中施加硝化抑制剂可显著降低土壤N₂O排放，抑制率达62%^[11]。配施硝化抑制剂处理的氮肥表观利用率和肥料贡献率分别比对照处理提高26.6%和20.1%^[12]。Leandro等^[13]研究发现硝化抑制剂提高氮素利用率达25%。而脲酶抑制剂也能提高氮素利用率5.65%~19.4%^[14-15]。硝化抑制剂与脲酶抑制剂组合使用对土壤N₂O排放的抑制效果最好^[16]。生物质炭的添加可以延缓NO₃^--N淋溶速度^[17]，从而有效降低土壤NO₃^--N含量，提高氮肥利用率^[18]。

大量研究结果已经证实化肥施用条件下添加硝化/脲酶抑制剂或生物质炭均可以减少硝态氮含量、抑制温室气体排放，从而提高氮素利用率和作物产量。目前，以养殖肥液为主体的新型肥料应用得越来越广泛，但是养殖肥液通常经厌氧处理后含有高浓度的NH₄⁺-N和部分有机态氮，其在农田灌溉过程中会因为高浓度的速效氮素而造成气态损失，或转化为硝态氮而通过淋溶损失。本研究拟通过室内模拟试验，揭示硝化/脲酶抑制剂及生物质炭的添加对养殖肥液施用后土壤氮素转化的影响，以探求有效控制养殖肥液氮素损失的抑制剂配施技术或联合配施技术，为高效充分地利用养殖肥液养分、防治氮素淋溶与气态损失、提高作物利用效率提供理论依据和技术支撑。

1 材料与方法 1.1 试验材料

供试养殖肥液于2018年8月取自天津益利来养殖有限公司长期运行的塞流式厌氧反应器，肥液总氮浓度692.55 mg·L^-1，NH₄⁺-N浓度464.8 mg·L^-1，NO₃^--N浓度2.11 mg·L^-1，pH值为8.3。供试土壤采自天津市宁河设施蔬菜大棚0~20 cm表层土壤，土壤类型为壤土。土样经风干、过2 mm筛、混匀后备用。土壤pH值8.61，NH₄⁺-N含量7.61 mg·kg^-1，NO₃^--N含量2.02 mg·kg^-1，总氮含量0.71 g·kg^-1，土壤有机质含量22.81 g·kg^-1。

1.2 试验装置

试验采用塑料密封罐进行土壤室内培养，密封罐直径为11 cm，高为13 cm，盖子中央钻圆孔，用T型垫封堵并用密封胶粘牢，通过T型垫采集气体样品，预先测试密封罐密闭性良好。密封罐内放置直径7 cm、高5 cm的土壤样品盒，用于放置培养的土壤样品。

1.3 试验方法

试验设6个处理：单施养殖肥液（CK）、单施尿素（U）、养殖肥液+10%双氰胺（DCD）、养殖肥液+1%氢醌（HQ）、养殖肥液+10%双氰胺+1%氢醌（DCD +HQ）、养殖肥液+2%生物质炭（B），其中双氰胺和氢醌以施入总氮量作为基数计算，生物质炭以土壤干质量为基数计算，每个处理3次重复。每个处理的施氮量均设置为450 kg·hm^-2，折算成相同的施氮量，养殖肥液的添加量30 mL，为了保持添加的水分一致，U处理配制30 mL含等量氮素的尿素（0.201 g）水溶液。养殖肥液或尿素溶液一次性均匀施用在样品盒内土样（预填装117 g）的表面，2018年9月12日添加养殖肥液或尿素后开始培养试验，培养周期为28 d。室内培养温度设定为22 ℃，每隔48 h在黑色密封罐内添加5 mL无氨水，防止因水分蒸发造成干扰。

1.4 测定方法

养殖肥液中NH₄⁺-N浓度的测定采用纳氏试剂法；NO₃^--N浓度的测定采用紫外分光光度法；总氮浓度采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定；pH值采用pH计（Mettler Toledo）测定；土壤NH₄⁺-N、NO₃^--N含量采用比色法测定；N₂O气体排放通量采用静态箱-色谱法测定。

N₂O排放通量的测定：

式中：F为N₂O排放通量，μg N₂O-N·m^-2·h^-1；ρ为标准状态下N₂O的密度，μg N₂O-N·m^-3；V表示密闭静态箱的体积，cm³；A为采样箱内土面的面积，cm²；P为密闭静态箱内的气压，Pa；P⁰为标准状态下的大气压，为1.013×105 Pa，试验装置内与标准状态下气压相当，因此P/P⁰值约等于1。T为密闭静态箱内温度，℃。dC/dt表示单位时间内密闭静态箱内N₂O浓度的变化量，10^-9 min^-1，即为N₂O浓度随时间变化线性回归曲线的斜率，在R² < 0.9时，该回归系数不可用。

矿化速率=[（培养后NH₄⁺-N+NO₃^--N）-（初始NH₄⁺-N+ NO₃^--N）]/培养天数

硝化速率=（培养后NO₃^--N-初始NO₃^--N）/培养天数^[19]

1.5 数据处理

试验数据采用Excel 2010和SPSS 19.0软件进行统计分析。

2 结果与分析 2.1 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤N₂O-N排放通量

硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤N₂O-N排放通量见图 1。CK和B在灌溉后的第1 d N₂O-N排放通量就达到峰值，随后逐渐下降。U的N₂O-N排放通量从灌溉后第1 d逐渐增大，至第7 d达到峰值，随后开始下降，虽然U的N₂O-N排放通量峰值较小，但其排放时间持续较长；其余3个处理HQ、DCD和DCD+HQ均在灌溉后的第2 d达到峰值，随后开始下降，至第7 d时降低到与CK相当的水平。所有处理达到峰值时N₂O-N排放通量由大到小依次为CK>DCD>B>HQ>DCD+HQ>U。

2.2 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤N₂O-N累积排放量

硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤N₂O-N累积排放量见图 2。经过28 d的室内培养，CK的土壤N₂O-N累积排放量与U相当，在所有处理中数值最大。HQ、DCD、DCD+HQ间的N₂O-N累积排放量差异不显著，相比CK差异显著，降幅为18.55%~21.97%；B处理与CK相比略有降低，降幅为10.71%。

2.3 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤NH₄⁺-N含量

硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤NH₄⁺-N变化特征见图 3。随培养时间的进行，所有处理土壤NH₄⁺-N含量均先快速增加，随后逐渐下降，最后趋于平稳。但各处理不同的是，U在3 d内土壤NH₄⁺-N的含量达到峰值，其峰值高于其他处理；其他处理均在养殖肥液添加后1 d内达到峰值。DCD+ HQ的土壤NH₄⁺-N含量最高，相比CK增加9.1%。

2.4 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤NO₃^--N含量

硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤NO₃^--N变化特征见图 4。随培养时间的推进，所有处理土壤NO₃^--N含量呈现先快速增加后趋于平稳的趋势，U在前3 d增长缓慢，从第3 d到第5 d急剧增加，随后基本稳定，CK在前3 d内增幅显著，从第3 d到第5 d增幅缓慢，随后稳定。其余处理在试验前两周差异不明显，后两周差异相对明显。后两周各处理土壤NO₃^--N含量上升的速率由快到慢依次是U>HQ>B>CK>DCD>DCD+HQ。

2.5 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤氮素矿化速率

硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤氮素矿化速率变化特征见图 5。随培养时间的推进，所有处理的土壤氮素矿化速率均在第1 d达到最大，随后下降，且养殖肥液灌溉的几组处理均在前2 d降幅最大。在试验第1 d，CK与U差异较大，CK的土壤氮素矿化速率大于U；从试验第7 d至试验结束，U的土壤氮素矿化速率大于CK。养殖肥液灌溉的几组处理之间的土壤氮素矿化速率差异不显著。综合来看，各处理的土壤氮素矿化速率由快到慢依次为DCD+HQ>DCD>HQ>B>CK>U。

2.6 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤氮素硝化速率

硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液灌溉土壤氮素硝化速率变化特征见图 6。养殖肥液灌溉的几组处理中，CK的土壤氮素硝化速率在试验第1 d达到最大，第2 d下降，在第3 d又有所升高，随后下降；其余几组处理之间在试验前5 d差异显著。U的土壤氮素硝化速率在试验前5 d较低，在第7 d达到最大，随后下降。综合来看，各处理的土壤氮素硝化速率由快到慢依次为CK>HQ>B>DCD+HQ>DCD>U。

3 讨论 3.1 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液对土壤N₂O-N排放的影响

CK处理的土壤N₂O-N排放通量在灌溉后的24 h达到峰值，因为养殖肥液中NH₄⁺-N含量很高，但不会长时间以NH₄⁺-N的形式存在，灌溉到土壤后会迅速进行硝化反应从而产生大量的N₂O。养殖肥水中富含大量的氮素，且主要以NH₄⁺-N的形式存在，可直接被作物吸收利用。张璘玮等^[20]研究发现，粪污直接厌氧发酵后沼液中TN平均值947.91 mg·L^-1，NH₄⁺-N平均值668.1 mg·L^-1，其中NH₄⁺-N占TN的70.4%；Wu等^[21]研究发现，猪场肥水中TN的浓度是903.4 mg·L^-1，肥水中NH₄⁺-N占TN的72.2%。本研究中的养殖肥水TN浓度为692.55 mg·L^-1，NH₄⁺-N浓度为494.8 mg·L^-1，肥水中的NH₄⁺-N占TN的71.4%。经过养殖肥液灌溉后的土壤含有大量NH₄⁺-N，随后进行硝化反应产生大量的N₂O。所以在养殖肥液添加后的24 h土壤N₂O-N的排放通量达到峰值。B处理的土壤N₂O-N排放通量在灌溉后的24 h达到峰值，但CK的土壤N₂O-N排放通量大于B，因为生物质炭的添加提高了土壤的阳离子交换量^[22]，从而增加了土壤对NH₄⁺-N的吸附，使得土壤溶液中无机氮减少，抑制了硝化过程的进行^[23]，进而达到减少N₂O-N排放的目的。陈晨等^[24]研究证明，生物质炭的施加降低了N₂O的累积排放量，降幅为14.4%；黄海洲等^[25]研究证明，生物质炭的添加降低了黄土旱塬旱作春玉米农田N₂O的排放，降幅为19.24%。本研究结果中生物质炭对土壤N₂O-N的抑制率为10.71%，因为本试验中的生物质炭未经过改性，所以在养殖肥液中添加生物质炭抑制N₂O-N排放的效果一般。DCD、HQ和DCD+ HQ三组处理的土壤N₂O-N排放通量均在添加后48 h达到峰值。相比CK和B两组处理，硝化/脲酶抑制剂的添加延缓了土壤N₂O-N的排放通量达到峰值的时间；相比CK中土壤N₂O-N的累积排放量，DCD+HQ的抑制效果最好，抑制率为21.97%；其次是HQ，抑制率为19.39%，DCD的抑制效果为18.55%，表明硝化/脲酶抑制剂的添加不仅延缓了土壤N₂O-N排放通量达到峰值的时间，也会减少土壤N₂O-N的累积排放量。熊舞等^[26]的研究证明，在各氮肥水平处理下，硝化抑制剂均能降低N₂O的排放，抑制率为8.75%~ 25.28%，且减排效果随着施氮量增加而增加；Kee等^[27]的研究证明硝化/脲酶抑制剂对N₂O的抑制率为15%。周旋^[28]的试验也证明了这一结论，生化抑制剂组合可使土壤N₂O的排放量显著降低20.7%。

3.2 硝化/脲酶抑制剂及生物质炭伴施养殖肥液对土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N含量的影响

从土壤NH₄⁺-N的含量分析，在养殖肥液灌溉的几组处理中，DCD与DCD+HQ两组处理的土壤NH₄⁺-N含量高于CK、HQ和B三组处理，且DCD+HQ优于DCD。虽然养殖肥液中大量的氮素以NH₄⁺-N的形式存在，但是还有少部分氮素以有机态形式存在，脲酶抑制剂可对其发挥抑制作用，因而生化组合抑制剂效果优于单一抑制剂。CK、HQ和B三组处理之间差异不明显，因为试验设计的施氮量偏低，养殖肥液的灌溉量较少，导致与抑制剂作用的底物少，影响了抑制效果。熊舞^[26]的研究证明，抑制剂的减排效果随着施氮量增加而增加。从土壤NO₃^--N的含量分析，DCD+HQ的土壤NO₃^--N含量上升速率最慢，说明生化抑制剂组合抑制氮素转化的效果最好；其他几组添加抑制剂的处理中，HQ处理的土壤NO₃^--N含量上升速率相对较快，可能因为脲酶抑制剂的抑制效果逐渐消失。陈欢^[29]的研究表明，脲酶抑制剂氢醌作用时间比较短，7 d内该抑制剂能对脲酶产生抑制作用，7 d后抑制效果减弱，14 d后基本失效。本研究中，生物质炭对氮素转化的抑制效果一般，其抑制的原理是吸附土壤中一部分的NH₄⁺-N和NO₃^--N。当生物质炭达到吸附饱和时，生物质炭不再具备抑制效果。因为本试验的生物质炭未经过改性，所以抑制效果不明显。王静等^[30]的研究发现，未改性的生物质炭对NO₃^--N的吸附量为0 mg·g^-1。

4 结论

（1）硝化抑制剂、脲酶抑制剂和生物质炭的添加均可以对养殖肥液灌溉后的土壤N₂O排放起到抑制作用，并且在一定程度上减缓了土壤中铵态氮的转化速率。

（2）硝化抑制剂与脲酶抑制剂组合的抑制效果优于单一抑制剂。

（3）从温室气体控排的角度来说，施用养殖肥液与尿素（常规施肥）的累积排放量相当，但从减少土壤硝态氮淋失的角度来说，施用养殖肥液的作用优于施用尿素。