硝化抑制剂、脲酶抑制剂与生物炭复配对土壤温室气体排放的影响

陶甄，李中阳，2，李松旌，李宝贵，李嗣艺，高峰，刘源*

（1.中国农业科学院农田灌溉研究所，河南 新乡 453002；2.河南商丘农田生态系统国家野外科学观测研究站，河南 商丘 476000）

温室气体排放量逐年升高导致全球变暖和臭氧层破坏问题愈加严重[1]。作为全球气候治理的行动派，我国于2020年提出碳达峰、碳中和等发展新目标，减缓温室气体排放，走绿色低碳发展之路势在必行。CO2、N2O、CH4作为温室气体的主要组成部分，三者之和对温室效应的贡献约有80%[2]。农田生态系统是温室气体的重要排放源之一，我国农业源温室气体排放量占全国温室气体排放总量的17%[3]。

关于添加单一外源物质对农田温室气体排放的调节作用已有较多研究，但对温室气体排放的影响尚未形成一致结论。生物炭作为一种土壤改良剂在提高土壤肥力及作物产量等方面成效显著[4]，其也被用于调控农田温室气体排放。一些研究认为添加生物炭可抑制土壤中产甲烷菌的活性并促进甲烷氧化菌的活性，从而减少土壤CH4排放量[5]，也有研究发现生物炭自身会释放出乙烯，而乙烯浓度的变化会影响CH4氧化[6]，使得CH4排放量增加；同时，生物炭还可吸附固定土壤中的从而影响硝化、反硝化反应的进行。有研究表明生物炭施用量为4.5、9.0 t·hm-2时可减少夏玉米季N2O的产生和排放[9]；也有研究发现施用质量分数为10%的生物炭会促进N2O的排放，但施用质量分数为1%的生物炭则无明显影响[10]；另有研究发现生物炭添加后分解产生的可溶性有机碳可被微生物所利用，从而促进微生物呼吸和土壤CO2排放[11]；而潘占东[12]研究发现生物炭添加水平为20、30、50 t·hm-2时会抑制CO2排放。硝化抑制剂双氰胺（DCD）在添加量为氮肥施用量的0.24%时可抑制氨单加氧酶活性，从而抑制土壤中硝化、反硝化作用，减少N2O排放[13]；但也有研究证实施用DCD在抑制N2O排放的同时会促进细菌生长，从而增加了土壤CO2排放[14]。脲酶抑制剂n-丁基硫代磷酰三铵（NBPT）在有氧条件下会转化为NBPTO，NBPTO与脲酶活性位点形成三齿键[15]，从而减缓尿素水解，避免大量累积，减少N2O排放。有研究发现尿素配施NBPT能够显著降低N2O排放[16-17]。赵自超等[18]在探究抑制剂对冬小麦-夏玉米轮作固碳减排效果时发现NBPT在减少N2O和CH4排放的同时增加了CO2排放。目前有关硝化/脲酶抑制剂对CH4排放的影响存在争议[19-20]，未形成统一结论。

对于两种外源物质配施对农田温室气体排放的影响也有部分研究，但研究结果也存在不一致现象。配施硝化抑制剂和脲酶抑制剂是农田氮肥优化管理的一种方式。有研究表明硝化抑制剂、脲酶抑制剂的施用降低了土壤脲酶、蔗糖酶的活性，从而减少了土壤CO2排放[21]。但也有研究发现两种抑制剂联合施用可增加CO2排放，同时减少N2O排放与CH4的吸收量[16]。赖睿特等[22]研究发现在N2O排放方面，硝化抑制剂和脲酶抑制剂两者结合施用后更明显地延缓了的转化速率，故抑制效果优于单施一种抑制剂。朱云飞等[13]研究发现，DCD与生物炭联合施用时，可以进一步削弱施用生物炭引起的对硝化过程的激发作用，从而发挥出更明显的减排效果，使得联合施用时抑制N2O排放的效果优于单施生物炭或DCD。DAWAR等[23]研究发现，与单独施用生物炭（桉树树枝）相比，生物炭与NBPT联合施用时，更明显地降低了含量，影响了反硝化菌的活性，导致联合施用时N2O排放量低于单施生物炭。

国内外有关生物炭、硝化抑制剂、脲酶抑制剂联合施用对农田温室气体排放影响的研究多侧重于单一温室气体。在CH4排放方面，生物炭、DCD、脲酶抑制剂HQ联合施用时会通过提高水稻根生物量和土壤Eh进一步抑制CH4排放，抑制效果最优[24]。在N2O排放方面，与两种抑制剂（DCD、HQ）相比，生物炭与其同时施用能够通过降低供应量影响反硝化作用，从而使N2O排放相对减少[25]。而关于三者配合施用对CO2、N2O、CH4排放的综合影响目前鲜有报道。因此，为探究生物炭、硝化抑制剂、脲酶抑制剂3种外源物质的不同组合，尤其是三者同时施用对温室气体（CO2、N2O、CH4）排放的综合影响，本研究通过培养试验将3种外源物质进行组合，通过监测土壤CO2、N2O、CH4排放通量和等指标的变化及其在各处理间的差异，分析不同外源物质处理对温室气体排放以及土壤性质的影响，为减缓温室气体排放提供理论参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验用土取自中国农业科学院新乡综合实验基地（35°08′ N，113°45′ E，海拔81 m），该地属于半干旱、半湿润的暖温带大陆性季风气候区。采用五点取样法在耕层（0~20 cm）取土样混合均匀带回实验室，土样自然风干后过2 mm筛待用。所取土壤为碱性砂壤土，其基本理化性质：pH（水土比5∶1）为8.39，土壤容重为1.50 g·cm-3，全氮、全磷、有机质含量分别为1.06、、速效钾、有效磷含量分别为2.18、3.15、4.07、19.43 mg·kg-1。所用水取自河南新乡农业水土环境野外科学观测实验站地下水，其基本性质：pH为8.26，总氮、总磷含量分别为2.20、0.80、1.04、0.90 mg·L-1，全碳、有效磷、K+、Na+含量分别为84.11、0.06、2.87、471.56 mg·L-1。

生物炭由玉米秸秆在马弗炉中350℃焖烧4 h后磨碎过60目筛而成，其基本性质：pH为7.74（水炭比2.5∶1），总碳、全氮、有效磷含量分别为679.30、16.55、1.20 g·kg-1。生物炭添加量为 30 t·hm-2[26]。硝化抑制剂为2-氯-6三氯甲基吡啶（NP），其对硝化细菌有毒，能够选择性地抑制土壤中硝化细菌的活动，从而减缓土壤中转化为的速度，购自郑州豫润工贸有限公司，纯度98%，施用量为肥料中纯氮的1%（4.5 kg·hm-2）[27]。脲酶抑制剂为NBPT，其与尿素分子结构相似，与脲酶结合位点的亲和力强于尿素，从而减少了脲酶作用于尿素的机会，购自郑州豫润工贸有限公司，纯度97%，施用量为肥料中纯氮的1%（4.5 kg·hm-2）[28]。

试验共设置7种外源物质组合，分别是生物炭（BC）、硝化抑制剂（NP）、脲酶抑制剂（NB）、生物炭+硝化抑制剂（BCNP）、生物炭+脲酶抑制剂（BCNB）、硝化抑制剂+脲酶抑制剂（NPB）、生物炭+硝化抑制剂+脲酶抑制剂（BCNPB），每个组合设置3个重复。另外设置不添加外源物质的对照（CK）。

1.2 土壤培养

培养试验在中国农业科学院河南新乡农业水土环境野外科学观测实验站开展，为了模拟生长周期较短的蔬菜非根际土壤的温室气体排放，试验共持续56 d[29]，从2020年10月20日开始，至12月14日结束。称取600 g（3个重复所需干土质量）土到塑料自封袋中，加入3个重复所需的肥料和外源物质（用百分之一天平称取肥料和生物炭，用十万分之一天平称取抑制剂），上下翻转自封袋约30次使其充分混匀后平均分装到3个培养瓶（1 000 mL）中，加入相应的水量将土壤含水量调节至田间持水量（21%）的60%，再用玻璃棒搅拌均匀。肥料选用复合肥（N、P2O5、K2O比例为15∶15∶15，氮源为尿素），施肥标准为3 000 kg·hm-2。将处理后的土样置于恒温（25℃）培养箱中培养，每个处理设置3个重复。前人研究发现培养前期土壤中尿素水解较快含量大多在0~5 d时达到峰值[30-31]，但短时间内大量累积会使得NH3挥发流失[32]，且本试验为培养试验无法被作物吸收利用而更易积累并转化散失，故试验前7 d未补充水分，以期降低前期尿素水解速率，使峰值滞后。从第8天开始在瓶口贴上封口膜并均匀扎破小孔以便气体流通，用称取质量的方法每3 d加一次水以弥补水分损失，使培养瓶内土壤含水量保持在田间持水量的60%左右。

1.3 测定项目与方法

1.3.1 温室气体的采集与测定

在培养后的第1、4、10、14、21、28、42、56天分别采集气体，采样时间为上午8：00—11：00，采样时用与培养瓶配套大小的带有三通阀的丁基胶塞密封，一头连接注射侧口针，一头连接30 mL聚丙烯医用注射器。每一个试验处理均于0、10、20、30 min分别采集气体4次，气体暂存于注射器内，带回实验室后打入10 mL真空采气管内，用气相色谱仪（岛津2010plus）进行测定。测定条件：ECD检测器温度为250℃，色谱柱温度为50℃，载气为高纯氩甲烷，气流速为40 mL·min-1。严格记录采样时间和环境温度。

气体排放通量的计算公式为：

式中：F为气体排放通量，mg·kg-1·h-1或μg·kg-1·h-1；V为培养瓶上部空间体积，L；dc/dt为单位时间内培养瓶内气体的质量浓度变化率，mg·kg-1·h-1或μg·kg-1·h-1；ρ为气体在标态下的密度，g·L-1；T为抽气过程中瓶内平均温度，℃；W为土样干质量，g。

培养期间温室气体累积排放量通过线性内插法估算[33]，计算公式为：

式中：TF为培养期间气体累积排放量，mg·g-1；Fi+1为第i+1次试验采集气体的平均排放通量，mg·g-1·h-1；Fi为第i次采集气体的平均排放通量，mg·g-1·h-1；Ti+1-Ti为第i+1次采集气体与第i次采集气体的间隔时间，d。

由于3种气体对温室效应的贡献效应不同，故用CO2、CH4、N2O 3种温室气体的CO2当量和来计算全球增温潜势。由前人研究可知单位质量CH4、N2O百年时间尺度全球增温潜势分别是CO2的28、265倍[34]。

全球增温潜势计算公式为：

式中：GWP为全球增温潜势，mg·g-1；TF（CO2）为CO2累积排放量，mg·g-1；TF（N2O）为N2O累积排放量，mg·g-1；TF（CH4）为CH4累积排放量，mg·g-1。

1.3.2 土壤充水孔隙度的测定

每次采集气体后利用称质量的方法得出土壤质量含水率，通过土壤质量含水率计算土壤充水孔隙度（WFPS），计算公式为：

式中：VSWC为土壤体积含水率（质量含水率×BD）；BD为土壤容重，1.51 g·cm-3；PD为土壤密度，2.65 g·cm-3。

取土会对土壤环境造成影响，为尽量保证土壤的稳定性，故相对减少土壤的取样次数。取样方法参考刘娇等[35]的方法，于培养试验的第4、7、14、25、42、56天采集气体之后用玻璃棒将瓶内土壤搅拌均匀，然后取出8.00 g（百分之一天平）土样置于4℃冰箱保存。称取2.50 g新鲜土样添加25 mL浓度为0.01 mol·L-1的氯化钙溶液，置于振荡器上200 r·min-1恒温振荡30 min，过滤后用流动分析仪测定滤液中含量（AutoAnalyzer 3，Bran Luebbe，德国）。土壤pH用电位法（水土比为5∶1）测定。

1.3.4 数据分析及处理方法

使用Excel 2016对试验数据进行统计，使用SAS软件对不同处理进行方差分析，使用Origin软件制图。

2 结果与分析

2.1 土壤动态变化

2.2 土壤WFPS动态变化

培养前7 d由于干旱，WFPS下降较明显（图2）。从第14天起，与CK相比，BCNPB、NPB、NB、BCNP处理的WFPS显著增加。由于不同处理中所加外源物质不同，各处理水分蒸腾速率存在差异，且生物炭有一定保水性，导致各处理土壤含水率不一致。

图2 培养期间土壤WFPS变化规律Figure 2 Variation of soil WFPS during incubation

2.3 土壤pH动态变化

土壤pH变化见图3。培养前期硝化反应的发生使得土壤pH逐渐降低，各处理均在培养后第25天达到最小值，且培养前25 d内CK处理的土壤pH显著低于其他7个处理，说明这段时间CK处理硝化作用比较强烈，这也验证了图1中一直升高的趋势；生物炭和脲酶抑制剂均呈碱性也是导致相应处理高于CK的原因之一。由于本次试验所用水源均呈碱性，随着灌水次数增加以及硝化速率变弱，在第25天以后土壤pH呈现缓慢升高的趋势。培养结束时，3个单一外源物质处理的土壤pH大小表现为NP>BC>NB；与NB相比，添加了生物炭的BCNB土壤pH更高，但与NP相比，BCNP的pH更低；与BC相比，BCNP的pH较高而BCNB的pH更低；二元外源物质处理之间土壤pH大小表现为BCNP>BCNB>NPB，三元外源物质处理BCNPB的pH最低。

图3 培养期间土壤pH变化规律Figure 3 Variation of soil pH during incubation

2.4 土壤温室气体排放变化规律

2.4.1 土壤CO2排放变化规律

培养前期尿素水解、硝化、反硝化反应的进行提高了土壤中脲酶、硝化细菌、反硝化细菌的活性，导致4~10 d时大部分处理的CO2排放通量大幅增加（图4）。同时添加了3种外源物质的BCNPB处理为微生物提供了更多的可利用碳源，因此在第1天该处理的CO2排放通量最高，但由于受干旱的影响，BCNPB处理和NPB处理的CO2排放通量在1~7 d呈下降趋势。与CK相比，7种外源物质处理均显著增加了CO2累积排放量，且BCNPB处理的增加效果最显著（表1）。单一外源物质处理中NP处理的CO2累积排放量显著高于NB处理，但二者与BC处理之间差异并不显著，总体表现为NP>BC>NB，可能是因为脲酶抑制剂的施用抑制了脲酶的活性，降低了其呼吸强度；与BC的CO2累积排放量相比，BCNP、BCNB处理分别增加了5.1%、2.9%；与NP相比，BCNP处理增加了0.2%，与NB相比，BCNB处理增加了6.5%；与NPB相比，NP处理增加了7.8%，NB处理减少了0.7%；与BCNP、BCNB、NPB相比，BCNPB处理分别增加了7.1%、9.4%、16.5%。在CO2排放方面，外源物质之间的复配大多未能表现出抑制CO2排放的优势，可能是因为生物炭与抑制剂结合提高了土壤pH，促进了土壤的呼吸作用。

图4 培养期间土壤CO2排放通量变化规律Figure 4 Changes of soil CO2 emission flux during incubation

2.4.2 土壤N2O排放变化规律

图5 培养期间土壤N2O排放通量变化规律Figure 5 Changes of soil N2O emission flux during incubation

2.4.3 土壤CH4排放变化规律

虽然本试验的土壤通气状况较好，但也观测到了CH4的排放，这与李平等[38]的研究结果类似。4~10 d时土壤中聚集了大量与 C H4分子结构相似，两者竞争甲烷氧化菌活性位点，导致此时间段内CH4排放通量增加。之后随着硝化反应的进行，土壤中逐渐减少，且土壤pH逐渐降低，影响了二者的竞争效应与土壤产甲烷菌活性，导致CH4排放通量减少（图6）。培养中期，土壤pH逐渐升高，产甲烷菌活性随之增强[39]，导致CH4排放通量增加。而在培养后期，可利用底物的减少限制了产甲烷菌的活性，CH4排放通量降低。与CK相比，BC处理减少了CH4累积排放量，其他6种外源物质处理均增加了CH4累积排放量，且NPB、BCNB、BCNPB处理的增加效果达到显著水平（表1）。与CK相比，单一外源物质处理中BC处理的CH4累积排放量减少9.0%，而NP、NB处理分别增加49.7%、13.8%，NP的效果最差；与一元组合相比，所对应的二元组合均增加了CH4排放量，与BC相比，BCNP、BCNB处理分别增加44.7%、147.0%，与NP相比，BCNP降低了12.0%，与NB相比，BCNB处理增加了97.6%，NPB较NP、NB处理分别增加39.6%、83.6%，二元处理中BCNB处理的减排效果最差，单加生物炭可减缓CH4排放，而与脲酶抑制剂结合后并未表现出更好的效果，可能是因为两两结合后升高了土壤pH，影响了产甲烷菌的活性，从而促进了CH4产生与排放；三元组合BCNPB的CH4累积排放量介于一元与二元组合之间，与一元处理相比均有所增加，与BCNP处理相比增加了39.8%，而与BCNB、NPB处理相比分别减少了18.1%、11.9%。在CH4排放方面，单施两种抑制剂时NP的排放量更高，NB的排放量相对较低，而参与复配后，与一元相比NB对应的二元组合的排放量相对较高，表明在抑制CH4排放方面脲酶抑制剂更不适用于复配。

表1 CO2、N2O、CH4累积排放量和全球增温潜势Table 1 Cumulative emissions of CO2，N2O，CH4and global warming potential

图6 培养期间土壤CH4排放通量变化规律Figure 6 Changes of soil CH4emission flux during incubation

2.5 土壤CO2、N2O、CH4排放通量与土壤环境因子的相关性

本试验中，CO2排放通量与土壤pH之间显著正相关（表2），可能是因为随着pH的升高土壤中微生物活性升高，呼吸强度也随之升高[40]。转化为的硝化过程是产生N2O的主要途径之一，故N2O排放通量与之间表现为显著负相关，与之间表现为显著正相关。N2O排放通量与WFPS之间表现为显著正相关，这与DOBBIE等[41]的研究结果一致，可能是因为随着土壤含水量增加，土壤中氧气扩散变慢，导致土壤反硝化反应速率升高，产生更多N2O。CH4排放通量与土壤WFPS之间存在显著正相关关系，与土壤pH之间存在一定正相关关系，但未达到显著水平，这可能与产甲烷菌更喜好厌氧与碱性环境有关。

表2 温室气体排放通量与土壤环境因子之间的相关性Table 2 Correlation between greenhouse gas emission flux and soil environmental factors

2.6 全球增温潜势

由于3种气体的增温效应差异较大，只考虑单一气体的排放不能全面反映增温效应，故选用GWP来衡量外源物质的调控效果。本试验中，BCNB处理的GWP高于CK，其余6个处理的GWP均低于CK，且NP、NB、NPB处理降低效果显著（P<0.05），其中NPB效果最佳（表1）。与CK相比，BCNB处理在显著增加CO2排放的同时也增加了CH4排放；NP、NB、NPB处理都增加了CO2和CH4排放，同时减少了N2O排放，而N2O对全球增温潜势的贡献相对最高，导致这3个处理的GWP显著低于CK。硝化抑制剂、脲酶抑制剂单施和复配处理在添加生物炭后GWP均增加，说明在本试验中生物炭的添加并未起到减缓温室效应的作用。

3 讨论

3.1 不同外源物质处理对CO2排放的影响

本试验条件下，抑制剂处理均增加了土壤CO2排放，这与梁蕊芳[42]研究发现的硝化、脲酶抑制剂使用促进土壤排放CO2的结果一致，原因可能为二者进入土壤后提高了土壤pH，从而增加CO2排放[43]。臧祎娜等[44]发现0.8%含氮量NP处理相对于0.1%含氮量NP处理显著促进土壤CO2排放，认为可能是硝化抑制剂的施用改变了土壤pH和碳氮比，从而影响土壤中微生物的活性，导致CO2排放量增加。本试验中生物炭促进CO2排放与LUO等[45]的研究结果一致，可能是因为生物炭进入土壤后，自身不稳定性碳组分的微生物降解提高了土壤的表观呼吸速率[46-47]，从而增加CO2排放。

与NP、NB、BC处理相比，其对应的二元复配处理的CO2累积排放量大多有所增加，这可能与上文提出的生物炭的促进作用有关；但NP处理的CO2累积排放量大于NPB，可能是因为硝化抑制剂与脲酶抑制剂联合施用时，加入的脲酶抑制剂会抑制脲酶的活性，相对降低CO2排放，使得两种抑制剂同时施用时CO2排放量相对较低。三元复配的BCNPB处理的CO2累积排放量最高，原因可能是3种外源物质结合后既增加了可利用的碳源又提高了土壤微生物数量和酶的活性，从而促进了呼吸作用的进行[48-49]。

3.2 不同外源物质处理对N2O排放的影响

硝化抑制剂与脲酶抑制剂配合施用比单施对N2O排放的抑制作用更强烈，这与DING等[50]的研究结果一致，原因可能是脲酶抑制剂进入土壤后会抑制尿素的水解，而硝化抑制剂进入土壤后抑制土壤中硝化反应的进行，有效减缓产生和硝化，进而抑制N2O产生[51]；但与PEREIRA等[52]的研究结论不一致，其认为两种抑制剂联合施用时土壤中含量高于单独施用硝化抑制剂，联合施用延长了硝化作用的时间，使得只添加硝化抑制剂对土壤N2O排放的抑制效果优于两种抑制剂同时施用。结论相悖的原因可能是土壤pH差异较大，PEREIRA等[52]的试验用土为酸性土壤，而本试验所用土壤为碱性。整个培养期内，NP、NPB处理的含量较高含量较低，表明单施硝化抑制剂或与NBPT联合施用均可在56 d内持续调节硝化反应的进行，导致培养期间NP、NPB处理N2O排放量低，这与单施硝化抑制剂或与NBPT联合施用调控转化的有效时间达72 d以上的已有研究结果一致[53]。而NBPT的有效时间较短，从第7天起，含有NBPT的处理的含量不再低于CK，从而使NBPT减缓N2O排放的作用低于NP。

在不添加抑制剂的情况下，施用生物炭减少了N2O排放，SPOKAS等[54]在其研究中也得出同样的结论。原因可能是生物炭的施入降低了土壤容重，改善了土壤通气性，同时自身的高碳氮比限制了氮素的微生物转化和反硝化作用的进行[55]。而在添加抑制剂时，对NP、NB、NPB来说，相应添加生物炭处理的N2O排放量反而增加，原因可能是在N2O排放量较高的前14 d内，NP、NB、NPB处理的pH高于对应添加生物炭处理的pH，从而提高了N2O还原酶活性，抑制了和向N2O转化的相关酶活性[56-57]，使得NP、NB、NPB处理的N2O排放量相对较少。与BC相比，BCNB处理的N2O累计排放量增加，培养1~10 d是产生N2O的高峰期，此时间段内BC处理的pH高于BCNB处理，而碱性环境下，pH升高提高了N2O还原酶活性，促进反硝化反应彻底进行，使得更多的N2O还原为N2[37，58]，从而减少N2O排放。与 BC相比，BCNP 处理N2O累积排放量减少，原因可能是添加硝化抑制剂后培养前期降低了土壤的硝化速率。在前14 d内BCNP处理的含量高于BC处理含量却低于BC处理，可能是因为抑制剂的使用一定程度上抑制了硝化反应的进行，使得BCNP处理N2O累计排放量相对较少。三元组合BCNPB的N2O排放量高于一元和二元抑制剂处理，低于含有生物炭的一元和二元组合处理，这可能与上述N2O排放高峰期内不同处理之间pH存在差异有关，且培养中后期与BCNP、BCNB处理相比，BCNPB处理含量相对较高，但含量却相对较低，表明BCNPB处理N2O排放量相对较低可能与其抑制硝化反应效果较好有关。

3.3 不同外源物质处理对CH4排放的影响

本试验中，只有BC处理相对于CK减少了CH4累积排放量。生物炭作为一种多孔介质，能够改善土壤厌氧状态[59]，从而降低土壤产甲烷菌的活性[60]；同时本试验所使用的秸秆生物炭进入土壤后自身裂解出来的有机碳可作为甲烷氧化菌的碳源[61]，促进CH4的氧化分解，从而减少CH4排放量。在本试验条件下，硝化抑制剂、脲酶抑制剂的使用增加了CH4排放量：一方面原因可能是硝化抑制剂的使用显著提高产甲烷菌群落丰度并降低甲烷氧化菌群落丰度[62]，脲酶抑制剂的使用提高了细菌和放线菌的活性[63]，从而促进了CH4排放；另一方面原因可能是抑制剂的使用提高了土壤中含量，而与CH4具有相似的分子结构，两者竞争甲烷氧化菌生化反应位点[64-65]，减少了CH4氧化。NP调节转化的作用时间更久，因此NP处理CH4排放量高于NB处理。也有研究认为硝化抑制剂的使用对CH4排放无显著影响[66]。

添加生物炭的BCNP、BCNPB处理相比对应的不加生物炭处理减少了CH4排放，原因可能是生物炭对存在吸附作用，减少了与CH4竞争甲烷氧化菌生化反应位点，导致甲烷氧化菌对CH4的氧化量相对增加，一定程度上减少了CH4排放量。而添加生物炭的BCNB处理相比NB处理增加了CH4排放，可能是因为中后期BCNB处理的土壤pH高于NB处理，pH升高会促进产甲烷菌的生长[16]，使得BCNB处理土壤CH4排放量相对较高。与BC处理相比，BCNP、BCNB和BCNPB处理的CH4排放量增加，可能是因为抑制剂的施用延长了在土壤中的存留时间，而产甲烷菌主要以为氮源，导致CH4排放量增加。与三元组合BCNPB相比，NPB、BCNB处理的CH4排放量有所增加，这可能与土壤中含量有关，7~56 d内BC⁃NPB处理的含量始终高于BCNB处理，这可能会使生物炭吸附更多的导致较多的CH4被氧化，使BCNPB的CH4排放量相对较少。

3.4 不同外源物质处理在调控温室效应上的应用

本试验条件下，施用单一外源物质时，生物炭起到抑制N2O和CH4排放的作用，但显著促进了CO2的排放，故GWP高于CK；硝化抑制剂、脲酶抑制剂促进了CO2和CH4排放但抑制N2O排放，故GWP低于CK；从GWP来看，3种外源物质中硝化抑制剂的调控效果更好，这主要是因为N2O的温室效应最高，而三者之间硝化抑制剂抑制N2O排放的效果最优。从外源物质复配组合施用角度分析，在CO2排放方面，各复配组合均表现为促进作用，不适用于调控CO2排放；在N2O排放方面，NPB的抑制效果最好；在CH4排放方面，各复配组合均增加了CH4排放量，不适用于调控CH4排放；从GWP来看，与CK相比，BCNP、NPB处理的GWP均有所降低，其中NPB处理抑制N2O排放的效果最佳且对CO2排放量的增加相对较少，故本研究中最合适的外源物质复配组合为NPB。三元复配组合在增加CO2、CH4排放的同时减少了N2O排放，导致其GWP低于CK，并未起到抑制效果的叠加作用。根据本研究的结果，在生产实践中不建议将生物炭与硝化/脲酶抑制剂复配施用。今后仍需进一步研究相关复配组合引起温室气体排放增加的原因，并扩大待试外源物质的种类，筛选出更多适用的外源物质复配组合。

4 结论

（2）本试验中，3种外源物质均可影响温室气体排放，硝化抑制剂+脲酶抑制剂处理抑制土壤温室气体排放效果最佳，但生物炭与硝化/脲酶抑制剂联合施用未体现出协同抑制作用。