养殖肥液施用方式配合NBPT-DCD对土壤N2O的减排效应

颜 青，赖睿特，张克强，梁军锋，杨涵博，王 风

（农业农村部环境保护科研监测所，天津300191）

0 引 言

作为三大温室气体之一，N2O 大量排放是导致全球气候变暖的重要原因，其中农业土壤是N2O排放的主要来源，农用地占地球陆地面积的37%， 其N2O 排放量可占全球总排放量的84%[1]。N2O 排放与农用氮源种类密切相关，随着水肥一体化的推广，液体肥料由于具有溶解速率快且扩散均匀的优点，在灌溉技术和自动化施肥技术普及度较高的国家已经得到广泛应用[2-4]。其中养殖肥液作为畜禽粪便经厌氧处理后的二次产物，富含氮磷元素和微生物菌群，是一种良好的液态氮肥，施用后不仅为土壤微生物提供大量碳氮养分，也有利于土壤碳氮循环和肥力保持，因此养殖肥液施用是实现农业水肥一体化和资源再利用的重要途径。

养殖肥液施用多以漫灌为主，但漫灌极易造成土壤N2O大量排放，因此选择施肥方式尤为重要。虽然针对施肥方式对土壤N2O排放影响的研究早已开展，但是大多数研究集中在尿素上，养殖肥液由于其理化性质区别于尿素，原有结论在实际应用中参考性不足。除施肥方式外，氮肥增效剂的使用被认为是能普遍减少气态氮损失、提高氮素利用效率的可靠技术，可以从根源上抑制土壤N2O的产生，但是施氮方式与氮肥增效剂二者配合施用的抑制效果及协同效应还有待研究。氮肥增效剂主要包括脲酶抑制剂和硝化抑制剂[5-7]，而且研究发现脲酶-硝化抑制剂配合施用与单独施用相比对N2O 排放的抑制效果更佳。陶瑞等[8]发现氮肥+硝化抑制剂（CP）或氮肥+脲酶-硝化抑制剂（NBPT+CP）显著降低土壤N2O 累计排放量的66.2%和76.8% (35 ℃)。徐玉秀等[9]的meta 分析数据显示，几种抑制剂对N2O 减排的效果依次为NBPT+DCD (52.9%)＞DMPP(51.1%)＞NBPT (44.1%)＞吡啶(39.5%)＞DCD (38.9%)。另外硝化抑制剂单独施用可能会促进NH3挥发，因为抑制硝化反应会导致土壤铵态氮积累从而更易NH3挥发[10-12]。除了在减少气态氮损失方面，赖睿特等[13]发现脲酶-硝化抑制剂配合施用在减少土壤硝态氮淋溶，提高作物品质方面也有显著效果。综上，脲酶-硝化抑制剂配合施用对氮素损失的整体抑制优势更明显，更具有实际应用价值。N-丁基硫代磷酰三胺（NBPT）是目前最有效的土壤脲酶抑制剂之一[14-16]，研究发现NBPT 对土壤表观硝化抑制率为30.94%～31.42%[17]。双氰胺（DCD）作用于氨氧化过程中的氨单加氧酶（AMO），通过抑制亚硝化细菌减少硝态氮的产生，从而减少反硝化产物，对N2O减排有较好的作用效果[18,19]。

考虑到抑制效果、环境影响以及成本问题，NBPT-DCD配合施用是减少养殖肥液施用过程中氮素气态损失的较为理想的技术选择。本文拟通过室内培养实验，揭示养殖肥液漫灌与覆土两种施用方式下添加NBPT+DCD 组合对土壤N2O 排放影响，为实现养殖肥液农田高效循环利用和土壤N2O减排提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试土壤类型为壤土，采自天津市宁河区设施农业大棚0～20 cm 表层土壤，新鲜土样经风干后过2 mm 筛、混匀后备用，土壤理化性质如表1所示。养殖肥液取自天津市益利来养殖有限公司常年运转的塞流式厌氧反应器，原料为猪场粪污，养殖肥液pH 值为8.51，总氮（TN）为679.68 mg/L，铵态氮（NH4+-N）为518.58 mg/L，硝态氮（NO3--N）为63.84 mg/L，有机氮为97.26 mg/L。双氰胺简称DCD，生产厂家为上海麦克林生化科技有限公司，分析纯，纯度99%。N-丁基硫代磷酰三胺简称NBPT，生产厂家为北京华威锐科化工有限公司，分析纯，纯度97%。

表1 土壤理化性质Tab.1 Physical and chemical properties of the soil

1.2 试验装置与设计

培养装置为1.2 L 黑色圆柱形PVC 密封罐，罐高13 cm，直径10.9 cm，罐盖中心粘有T 形垫用于取气。每个培养装置中350 g 供试土壤，施入相应处理后，于培养箱25 ℃恒温培养。试验共设5 个处理：不施氮（CK）、漫灌施用（S）、覆土施用（D）、漫灌施用+NBPT-DCD 组合（S+UI+NI）、覆土施用+NBPT-DCD 组合（D+UI+NI）。每个处理设置2 组平行，分别用于土壤N2O 采集和土壤样品采集，每个平行设置3 个重复。施氮量设为100 kg/hm2，NBPT、DCD 施用量分别是施氮量的1%和5%。NBPT 和DCD 分别与土壤样品均匀混合后，将养殖肥液按照施氮量一次性施入，肥液分别采用漫灌、覆土形式施入，漫灌处理为直接施入土壤表面，覆土处理在土壤层1/2 深度处施入等量肥液后重新覆盖土层。各个处理按照试验设置分别施加养殖肥液、NBPT、DCD 后，加水将各处理的土壤含水量统一调节为60%田间持水量（36%），试验期间采用称重法补充水分，使土壤含水量始终保持60%田间持水量稳定水平。

1.3 试验方法

1.3.1 样品采集与测定

采用静态箱-气相色谱法测定土壤N2O 排放通量[20]，分别于第1、2、3、4、5、6、7、8、9、11、13、15 d 10：00采集气体样品，将培养装置密封后开始计时，使用2 mL 注射器分别在0、10、20、30 min 取气并保存到顶空采气瓶，使用气相色谱仪测定N2O浓度并计算排放通量及累积排放量；土壤理化性质采用常规方法测定[21]。土壤样品于第1、3、15 d对土壤进行破坏性取样，使用土壤取样器于0～1 和1～2 cm 土层取样，测定土壤-N与NO3--N含量的样品使用2 mol/L KCl溶液浸提，全自动流动注射分析仪（FIA-6000+）测定NH4+-N 与-N浓度。

1.3.2 相关指标计算方法

土壤N2O排放通量[22]：

式中：F为N2O 排放通量，µg/(m2·h)；ρ为标准状态下N2O 密度，µg/m3；V为采样箱内有效体积，m3；A为采样箱所覆盖的土壤面积，m2；dc/dt为单位时间内采样箱内N2O 浓度变化，10-9min-1；T为采样箱内温度，K。

1.3.3 数据分析

采用Excel 2010 和SPSS 19.0 数据分析软件进行统计分析，处理间差异显著性采用单因素方差分析法（One-way ANOVA），显著性水平为0.05。施肥方式与添加抑制剂组合采用双因素方差分析法（Two-way ANOVA），显著性水平为0.05。

2 结果与分析

2.1 土壤N2O排放的变化特征

土壤N2O 排放通量变化如图1 所示。在培养期前9 天，施加养殖肥液处理的土壤N2O 排放通量总体呈现逐渐降低趋势，多个处理后期由于基肥的消耗开始出现N2O 负排放。CK 处理在培养期内N2O排放通量保持最低，施加养殖肥液的各处理土壤N2O 排放通量均高于CK 处理，尤其是漫灌处理（S、S+UI+NI）。与S处理相比，D处理土壤N2O排放通量峰值降低并且出峰时间延迟，D 处理N2O 排放通量第6 天达到峰值，比S 处理延迟5 天；D、S 处理N2O 排放通量的最大值分别为13.32、33.06 µg/(m2·h)。NBPT 与DCD 配合施用降低土壤N2O 排放通量，S+UI+NI 处理在第1 天N2O 排放通量较S 处理降低，总体变化趋势与S 处理相似，D+UI+NI 处理在试验前期的N2O 排放通量没有峰值出现且处于较低水平，基肥消耗较慢，氮素在土壤中停留时间较长，因此在第13 天抑制剂作用减弱后N2O排放增加。

2.2 土壤N2O累积排放量

双因素方差分析结果表明（见表2），养殖肥液施用方式极显著影响土壤N2O 排放（P＜0.01）；添加NBPT+DCD 组合显著影响土壤N2O 排放（P＜0.05）；但是施肥方式与添加NBPT+DCD组合的交互作用对土壤N2O排放影响不显著（P＞0.05）。

表2 双因素方差分析结果Tab.2 Results of two-way ANOVA test(F)

各处理土壤N2O 累积排放量如图2 所示。CK 处理的土壤N2O累积排放量始终处于较低水平。施加养殖肥液的各个处理（S、D、S+UI+NI、D+UI+NI）土壤N2O 累积排放量在前11 天均逐渐增加，第11天各处理间N2O累积排放量规律呈S＞S+UI+NI＞D＞D+UI+NI＞CK。第11 天之后除D+UI+NI 处理，其他施肥处理的N2O累积排放量开始降低，添加抑制剂处理D+UI+NI的土壤N2O 累积排放量从第13 天开始超过D 处理，抑制剂逐渐失效。养殖肥液覆土施用能够极显著（P＜0.01）降低土壤N2O累积排放量，如D 处理的土壤N2O 累积排放量比S 处理减少21.94%～72.90%；添加NBPT+DCD 组合后，养殖肥液覆土施用也显著（P＜0.05）降低土壤N2O累积排放量，如D+UI+NI处理的土壤N2O累积排放量比D处理减少5.96%～33.80%。

2.3 土壤无机氮含量

各处理土壤NH4+-N 与NO3--N 含量如图3 所示。在试验周期内CK 处理的无机氮含量变化不明显且处于较低水平。施肥处理（S、D、S+UI+NI、D+UI+NI）的土壤NH4+-N 含量在试验期间为9.74～90.98 mg/kg，整体呈降低趋势；NO3--N 含量为12.03～54.42 mg/kg，总体呈上升趋势。在前3 天，由于漫灌处理（S、S+UI+NI）在施肥时上层土壤直接接触肥液，因此上层土壤的NH4+-N 和NO3--N 含量都明显高于其他处理。之后随着肥液下渗和硝化作用，上层和下层土壤的NH4+-N 含量降低，NO3--N 由于土壤颗粒电性相斥极易下移，因此下层土壤NO3--N 含量始终增加，而上层土壤NO3--N 含量先升高后降低。覆土处理（D、D+UI+NI）由于上层土壤在施肥时没有直接接触肥液，因此前3 天上层土壤的NH4+-N 和NO3--N 含量变化不明显。随后上层和下层土壤的NH4+-N 含量降低，NO3--N含量升高。在试验第15 d，D+UI+NI处理在上、下层土壤中的NO3--N含量均低于D处理。

2.4 不同处理的表观硝化率

表观硝化率反映了土壤硝化作用的强度，各处理的表观硝化率如表3所示，培养期间各处理表观硝化率整体随时间延长呈增长趋势，施肥处理的表观硝化率较CK 处理显著增加，在试验前期，覆土施肥和添加抑制剂都在一定程度上降低土壤硝化强度。在第3 天，S、S+UI+NI 处理的表观硝化率显著高于D、D+UI+NI处理，且上、下层土壤表观硝化率大小均呈S＞S+UI+NI＞D＞D+UI+NI＞CK 规律。S、S+UI+NI 处理的上层土壤表观硝化率高于下层土壤，D、D+UI+NI 处理则相反。添加抑制剂表观硝化率降低但不显著。第15 天，各施肥处理表观硝化率差异不显著，但仍显著高于CK处理。

表3 不同处理表观硝化率%Tab.3 Apparent nitrification rate of each treatment

3 讨 论

3.1 养殖肥液施用方式对土壤N2O排放的影响

除土壤类型、施肥种类、施氮量外，施肥方式也是影响土壤N2O 排放的重要因素之一[24-26]。Wulf 等[27]研究发现肥料通常被不均匀地分布在土壤基质中，这可能会影响碳氮转化以及温室气体的排放。本试验中，养殖肥液施用方式极显著影响土壤N2O 排放（P＜0.01），且养殖肥液漫灌处理的土壤N2O累积排放量显著高于覆土处理（P＜0.05）。张岳芳等[26]发现养殖肥液漫灌显著提高N2O排放通量和累积排放量，这与我们的研究结果一致。养殖肥液漫灌与覆土施入对N2O排放影响的区别主要体现在N2O 排放途径、排放阻力、有机物分解三个方面。在排放途径上，由于养殖肥液中NH4+-N 含量占总氮的76.30%，漫灌为表层土壤提供丰富的NH4+-N，水分随土层下渗至平衡，空气中的氧气为硝化反应提供良好的条件，此时N2O 主要通过硝化反应产生，王洪媛等[28]的研究结果也表明漫灌更利于硝化反应，促进N2O排放；覆土处理中表层与下层土壤N2O产生途径很可能不同：表层土壤由于未直接施肥，底物NH4+-N含量少，硝化反应强度较弱；下层土壤可能出现硝化、反硝化、硝酸盐异化还原成铵（DNRA）耦合的状态，这些过程在时间和空间上可能是分开的，但都会造成土壤N2O 的排放，不同反应的相对重要性主要取决于土壤O2浓度以及湿度水平[29-30]。覆土施肥为下层土壤提供NH4+-N 和水分，极易造成下层土壤暂时缺氧，研究发现在LAYER 处理中，缺氧情况从添加粪便的中心线几乎对称地扩散[29]，而硝化作用是一个严格的耗氧过程[31]，因此不利于硝化反应。由于养殖肥液中NO3--N 含量很低仅占9.40%，同样也不利于反硝化或DNRA反应，因此试验前期不利于N2O产生。随着下层土壤通气情况改善硝化反应加强，但同时硝化反应和有机物分解耗氧，氧气含量不稳定，硝化、反硝化、DNRA反应耦合发生，直至外源施入NH4+-N 消耗完成，硝化反应减弱。在排放阻力上，漫灌处理在表层土壤产生N2O 并排放，但覆土处理的N2O 与漫灌处理相比排放阻力较大，而且研究发现产生的N2O在排放前需要向土壤表面扩散[32]，这种扩散在高含水量的土壤中相当缓慢[29]。在试验前期下层N2O 通过土层向空气排放的过程中易被还原为N2从而被消耗，之后随着土壤中NO3--N 含量升高开始不利于N2O 还原[33,34]。在有机物分解上，由于养殖肥液不仅是氮源也是碳源，有机物分解是耗氧过程，据研究发现有机物分解在2h 内即可将土壤环境变为缺氧[29]。漫灌处理的氧气条件优于覆土，更利于有机物分解和微生物作用，因此更有利于N2O排放。

3.2 不同养殖肥液施用方式下NBPT-DCD 组合对土壤N2O排放的影响

本试验中，添加NBPT-DCD 组合显著影响土壤N2O 排放（P＜0.05），养殖肥液覆土施入时添加NBPT-DCD 显著降低土壤N2O 累积排放量。目前针对NBPT-DCD 作用机理的研究已经日益成熟，NBPT、DCD 分别是脲酶、氨单加氧酶活性的抑制剂[35,36]，NBPT-DCD 联用时可以同时抑制有机氮水解和硝化过程，利于土壤NH4+-N 保持[12,37]。虽然在漫灌和覆土施肥下添加NBPT-DCD，N2O 排放都出现抑制，但抑制情况仍有差异，除排放阻力不同外，这主要是因为土壤不同区域氧气水分条件差异导致抑制途径的空间分布不同。养殖肥液漫灌时，此时NBPT-DCD 抑制表层土壤硝化作用和有机氮分解从而减少N2O 排放，抑制剂作用减缓氮素转化过程，但由于氧气充足，两个反应虽然受抑制但仍在进行；养殖肥液覆土时NBPT-DCD 抑制下层、表层土壤的硝化反应以及有机氮分解为NH4+，与SI 不同的是，DI 处理中除抑制剂作用外，氧气条件也不利于反应发生，有机氮分解和硝化反应受到更强抑制，因此抑制剂在养殖肥液覆土时N2O减排效果更显著。直到后期NBPT-DCD 抑制作用减弱和氧气条件改善，有机氮分解和硝化反应增强，可能会使N2O排放在后期增强，但随着氮素转化消耗很快降低。另外抑制剂作用可能持续时间有限，有研究[35]证实在施用处理12 d 后没有抑制的迹象，即这些化合物在土壤中的停留时间很短，试验第11 d 后抑制作用逐渐失效，这也基本支持了先前的结论。而且抑制剂的作用是在一定作用时间内抑制且延缓N2O 排放，而不是阻止排放。D 处理在试验前期虽然土壤N2O排放通量小但仍然有峰值出现，但D+UI+NI处理的土壤N2O 累积排放量始终处于较低水平，试验前期D+UI+NI 处理在前11 d 的土壤N2O 排放通量没有出现峰值（图1），但输入氮在土壤中的转化是不可避免的，因此土壤N2O在第13 d 会出现集中排放。我们猜测抑制剂作用体现在降低土壤N2O排放最大值和增加低排放峰次数上，从而调整集中排放的时间和排放量，这在漫灌处理中也有体现。如果延长培养时间，D+UI+NI处理的抑制剂效果逐渐减弱直至最后失去抑制作用，从N2O累积排放量来看，试验前11 d的D+UI+NI抑制效果较好，之后D+UI+NI处理的N2O累积排放量逐渐增加并超过D处理。

4 结 语

（1）养殖肥液施用方式极显著影响土壤N2O排放，与养殖肥液漫灌相比，覆土施入显著降低土壤N2O排放，累积排放量降幅达21.94%～72.90%。

（2）当土壤含水量为60%田间持水量，在试验前11 d，添加1%NBPT+5%DCD 组合对养殖肥液施用后的土壤N2O 排放起到抑制作用，尤其在养殖肥液覆土施入条件下D+UI+NI处理的土壤N2O 累积排放量与D 处理相比可减少5.96%～33.80%，抑制效果最佳。添加抑制剂对于减少土壤中NO3--N含量也有一定效果，在试验第15 d，D+UI+NI处理在上、下层土壤中的NO3--N 含量仍低于D 处理，从而有利于减少硝态氮淋溶污染。（3）在实际应用中，建议采用覆土施肥和添加1%NBPT+5%DCD 抑制剂组合的配合施用方式，不仅减少氮损失，同时可以达到水肥一体化和土壤N2O减排的双赢效果，但是覆土施肥深度需要根据种植作物种类、生长特性和土壤环境因地制宜。