減少農田土壤氮損失的微生物調控技術研究進展

許冬寧 吳曉青 周方園 范素素 張新建 肖桂青 王加寧

摘要：氮肥為現代農業生產提供了作物生長需求的氮素，但長期不合理施用氮肥造成資源浪費、經濟損失和影響深遠的環境問題。微生物在氮素循環中發揮重要作用，值得研究總結?；谝延醒芯砍晒?，歸納土壤氮素循環中的固氮、硝化、反硝化、氨化和同化/異化作用等重要微生物驅動過程及機制；歸納了微生物技術調控農業氮損失

旨在提升農業環境可持續性的策略包括增加氮固定、減少溫室氣體排放、控制氮素流失和氨揮發等。這些策略展示了微生物在減少氮肥依賴和提高作物產量中的應用潛力，同時也指出了實現田間有效應用的研究局限和技術挑戰。

關鍵詞：農田土壤；氮素循環；氮素損失；微生物調控；氮肥減施增效

中圖分類號：Q93?? 文獻標志碼：A?? 文章編號：1002-4026（2024）02-0117-10

Research progress on microbial regulation technologies to reduce

nitrogen loss in agricultural soils

Abstract∶Nitrogen fertilizers provide the nitrogen necessary for crop growth in modern agricultural production， but their excessive use in the long term leads to waste of resources， economic losses and profound negative environmental impacts. Microorganisms play a critical role in the nitrogen cycle; therefore， there is a significant need for further research in this field. Here， we summarize our findings on the mechanisms and processes by which microorganisms drive the soil nitrogen cycle， including nitrogen fixation， nitrification， denitrification， ammonification， and nitrogen assimilation/dissimilation. We further summarize microbial technologies and strategies for mitigating agricultural nitrogen loss and improving agricultural sustainability， such as nitrogen fixation， greenhouse gas emission reduction， nitrogen bioretention， and ammonia volatilization. These strategies illustrate the potential of microorganisms in reducing the dependence on nitrogen fertilizers and increasing crop yields， while also highlighting the challenges of research and effective field application of these technologies.

Key words∶agricultural soils; soil nitrogen cycling； soil nitrogen loss； microbial regulation； nitrogen fertilizer use efficiency

隨著世界人口的不斷增長，人們對糧食的需求也不斷增加，氮肥為提高作物產量和保障糧食安全做出了巨大貢獻。氮素是構成DNA、蛋白質、酶等有機分子不可或缺的元素，也是生命體得以生存和繁衍的關鍵營養物質。在生物組織的所有化學元素中，氮素僅次于氧、碳和氫。在現代農業生產系統中，為滿足作物對氮素的生長需求，施用氮肥已成為提高作物生產力的有效途徑。但是氮肥長期不合理施用，造成主要作物種植系統的氮素利用效率較低，一般在30%～50%[1]，也對全球氣候變化和生態環境安全造成了嚴重的負面影響，約有50%的肥料氮以氨（NH3）揮發、氮轉化過程釋放出的各種氣體（NO2、NO、N2O和N2）以及硝酸鹽（NO-3）和亞硝酸鹽（NO-2）淋失等形式排放至大氣、深層土壤或水體中。上述氮損失途徑，不僅造成了資源浪費和經濟損失，也對環境健康構成威脅。例如，NH3是空氣中唯一的堿性氣體，會與SO2和NOx等酸性物質反應生成氨氣溶膠，是霧霾中PM2.5的主要貢獻者[2]；N2O是重要的溫室氣體之一，溫室效應是CO2的300倍以上；NO-3不易被土壤吸附，非常容易淋溶流失，造成水體的富營養化，導致藻華爆發和生物多樣性喪失[3]。

微生物在氮素形態的轉化過程中發揮著重要的作用。大氣中的氮氣（N2）是氮元素的最大儲存庫，然而只有少量的固氮細菌或真菌能夠直接利用它，其他生命體則依賴于活性更強的氧化態氮和還原態氮（統稱為活性氮）來滿足其需求。土壤中氮素在微生物的作用下通過以下過程進行有序循環：N2通過固氮作用（nitrogen fixation），轉化形成NH3，NH3經過同化作用（assimilation）轉化成有機氮，有機氮經過氨化作用（ammonification）降解形成NH+4，隨后通過硝化作用（nitrification）轉化成NO-2和NO-3，再通過反硝化作用（denitrification）轉換成N2O或者N2，或者通過硝酸鹽異化還原成為NH+4（dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA），NO-2與NH+4在厭氧氨氧化作用（anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX）下形成N2[3-4]。

通過了解氮循環的過程以及微生物在氮循環中發揮的主要作用，研究者嘗試直接利用微生物調控氮素轉化過程，或者利用物理化學手段對微生物活動進行干預，以實現對氮素轉化的間接調控。這些技術可以通過改善土壤環境，減少氮素的流失和排放，達到節約資源、減少環境污染的目的。盡管微生態調控技術的研究和應用已經取得了一定的進展，但由于氮循環的微生物驅動機制非常復雜，人們對微生物在控制氮損失過程中的重要性認識不足，導致目前基于微生物控制農田土壤氮損失的規?；瘧玫陌咐^少。本文從農田土壤氮素循環中重要的微生物驅動機制和利用微生物控制主要氮損失途徑兩個方面進行綜述，以期為推動微生物技術在氮肥減施增效和防治面源污染領域的應用提供理論參考。

1 微生物與土壤氮素循環

目前，活性氮的主要來源是通過固氮作用將大氣中的氮氣固定下來，包括閃電作用下的自然固氮、陸地或水生系統中的生物固氮以及人工合成固氮[4]。無論是哪種固氮作用，都需要微生物的參與才能實現氮素的轉化，并使其能被生物體吸收利用。實際上，氮素轉化是氮元素在-3價和+5價之間的一系列氧化還原反應。不同類型的微生物（如細菌、真菌和古菌）可能會參與一個或多個過程，而且它們的代謝途徑也是多種多樣的。根據氮素轉化的類型，土壤氮素循環主要包括以下幾個重要的過程：固氮作用、硝化作用、反硝化作用、氨化作用、同化/異化作用。

1.1 固氮作用

固氮作用（nitrogen fixation）是指微生物通過自生固氮、共生固氮和聯合固氮等方式，將大氣中的氮氣轉化為氨的過程。這些微生物擁有固氮酶，能夠在常溫常壓下將N2還原成NH3。目前已經發現，有超過100個屬的細菌和古菌中都存在固氮微生物，包括好氧和厭氧的固氮細菌、藍細菌以及與豆科植物共生的根瘤菌和與非豆科植物共生的放線菌等。其中，根瘤菌與豆科植物共生體系的固氮能力最為強大[5]。固氮酶主要有3種類型：鉬-鐵（MoFe）、釩-鐵（VFe）和鐵-鐵（FeFe）。它們具有相似的序列、結構和功能特性，但金屬輔因子不同。所有的固氮酶都由催化和電子轉運兩部分組成，以鐵、釩和鉬等為活性中心的催化部分其編碼基因分別為anfDGK、vnfDGK和nifDK。另外，nifH、anfH和vnfH基因編碼含鐵的電子轉運蛋白，其中nifH基因常作為檢測固氮微生物的標記基因[4]。

1.2 硝化作用

硝化作用（nitrification）是在需氧條件下NH3或NH+4向硝酸鹽（NO-3）轉化的一系列氧化過程。硝化過程主要涉及3個氮素轉化的階段：第一步，NH3或NH+4轉化成羥胺（NH2OH），該過程主要由氨氧化細菌（AOB）或氨氧化古菌（AOA）中的氨單加氧酶（AMO）催化[6]。在AOB中，AMO包含由amoA、amoB和amoC基因編碼的3個多肽亞基。根據預測，amoA和amoC被認為是內膜蛋白，而周質amoB可能包含一個銅催化的活性位點，因此，銅被認為在氨氧化中發揮重要的作用[7]。第二步，羥胺通過羥胺氧化還原酶（HAO）酶轉化為亞硝酸鹽（NO-2），在AOB中，HAO酶中的活性位點是鐵血紅素P460，因此不易受到Cu螯合劑的抑制。在AOA中沒有發現HAO的同源蛋白，因此AOA的氨氧化途徑還不太清楚[8]。第三步，亞硝酸鹽（NO-2）轉化成硝酸鹽（NO-3），該過程由亞硝酸鹽氧化細菌、光能利用菌、厭氧氨氧化細菌中的亞硝酸鹽氧化還原酶（NXR）催化完成[9]。

1.3 反硝化作用

反硝化作用（denitrification）是微生物在缺氧條件下，還原硝酸鹽，釋放出分子態氮（N2）或氮氧化合物（NO、N2O）的過程。主要的反硝化過程由4種主要酶催化，分別是硝酸鹽還原酶（NAR）或周質硝酸鹽還原酶（NAP）、亞硝酸鹽還原酶（NIR）、一氧化氮還原酶（NOR）和氧化亞氮還原酶（NOS）。在第一步中，NAR或NAP是鉬酶，分別由nar和nap基因編碼，將硝酸鹽還原為亞硝酸鹽[10]。在第二步中，厭氧細菌通過硝酸鹽還原酶（NIR）將NO-2在缺氧條件下轉化為NO。它是反硝化作用的標志性反應，也是最重要的限速步驟。NIR基因包括NirS和NirK兩種類型，前者包含由nirS編碼的血紅素-細胞色素和血紅素cd1（cd1-NIR）活性中心位點，后者包含由nirK編碼包含銅（Cu-NIR）活性中心位點[11]。在第三步中，細菌、古菌和真菌利用一氧化氮還原酶（NOR），將NO還原為N2O。已發現3種類型的NOR，即細胞色素c依賴型（cNOR）、醌依賴的（qNOR）和含銅的qCuNOR[12]。在反硝化過程的最后一步，N2O通過末端氧化還原酶還原為N2，這是由NOS完成的。NOS位于多種變形菌門細菌的周質，由nos基因簇編碼，其3種轉錄本分別為nosZ、nosR和nosDFYL[13]。

1.4 氨化作用

氨化作用（ammonification）又叫脫氨作用，微生物分解有機含氮化合物產生銨態氮（氨氣等）的過程。土壤中的各種動植物殘體和有機肥，包括堆肥、綠肥和廄肥都含有豐富的含氮有機物，含氮有機物主要為蛋白質、多肽、核酸、肽聚糖、幾丁質等，也有少量水溶性有機含氮化合物，如氨基酸、氨基糖和尿素等。除可溶性氨基酸外，這些物質都不能被植物直接吸收，必須經過微生物分解，將NH+4釋放出來，才能供植物利用。氨化作用是土壤氮素轉化的起點，也是有機氮化合物轉化為植物可以直接吸收利用的氮形態的關鍵一步[14]，因此，氨化作用對于土壤氮素的轉化和循環過程意義重大。很多細菌和真菌具有這一作用，這些微生物可以分泌蛋白酶、脲酶、核酸酶、角質酶等，在細胞外將含氮有機物分解為多肽、氨基酸和氨等。土壤中有機態氮礦化分解釋放出的氮素被認為是土壤礦質態氮的直接補給源，土壤氮素的礦化過程對于土壤-植物系統氮素的轉化與循環具有關鍵性的作用[15]。

1.5 同化/異化作用

同化/異化作用主要指硝酸鹽（NO-3）經過中間體亞硝酸鹽（NO-2）還原為銨（NH+4）的過程[4]。同化硝酸鹽還原產銨作用（assimilatory nitrate reduction to ammonium， ANRA），是指NO-3由同化硝酸鹽還原酶（NAS）催化生成NO-2，再由同化亞硝酸鹽還原酶（cNIR）催化還原成NH+4，最后NH+4形成生物量氮（如氨基酸或蛋白質）的過程。異化硝酸鹽還原產銨作用（dissimilatory nitrate reduction to ammonium， DNRA），是指NO-3由膜結合硝酸鹽還原酶（NAR）或質周硝酸鹽還原酶（NAP）催化產生NO-2，再由周質細胞色素c亞硝酸鹽還原酶（ccNIR）、八面體血紅素亞硝酸鹽還原酶（ONR）或八面體血紅素連四硫酸鹽還原酶（OTR）催化還原成NH+4[3， 16]。ANRA與DNRA的區別主要在于：ANRA涉及的NAS位于細胞質中，NO-3同化需要通過ATP依賴性轉運體將NO-3轉運到細胞內，是耗能過程，ANRA產生的NH+4全部用于生物量氮的合成，但NAS的表達在富銨的環境（例如施肥的土壤）中受到抑制。而DNRA是產能過程，該過程產生的NH+4可部分用于生物量氮的合成，研究表明，DNRA可將土壤中3.9%～84.4%的NO-3轉化為NH+4，對降低N2O排放量、減少氮肥損失和面源污染具有重要作用[16-17]。盡管NO-3→NO-2→ NH+4是目前報道最多的DNRA途徑，但是隨著研究的不斷深入，一些新的DNRA途徑也逐漸被發現，對這些途徑的代謝機制有待進一步闡明[16]。

2 利用微生物對氮損失的調控

2.1 利用固氮菌增加氮固定、減少氮肥施用

生物固氮研究始于19世紀80年代，迄今已有近140年的歷史。目前，固氮菌劑主要應用于替代或補充合成氮肥，從源頭上減少氮損失。據估計，農業生態系統中的生物固氮每年約有50～70 Tg[18]，而每年來自人工合成的總氮量約為210 Tg[19]。雖然豆科植物與根瘤菌的共生關系歷來是大部分生物固氮的來源[18]，但近年來人們對利用微生物接種提高非豆科作物固氮水平的興趣激增。

目前，已在農業生產上應用的固氮微生物有內共生固氮和根際聯合固氮兩種。以內共生固氮菌作為微生物接種劑的重要用途就是在豆科植物栽培中優化根瘤內的固氮作用。大豆慢生根瘤菌（Br. japonicum）是一種受歡迎的大豆生物肥料，在宿主植物自身沒有常駐內共生菌的情況下尤其有效[20]。內共生結瘤微生物固氮效率高，通常每年固氮量為75～300 kg/ha，可為豆科植物生長提供100%的氮素來源[21]。一些研究表明，Br. japonicum與其他微生物如放線菌[22]、枯草芽孢桿菌（Ba. subtilis）、蘇云金芽孢桿菌（Ba. thuringiensis）[23]和巴西固氮螺菌（Azospirillum brasilense）[24]聯合施用，可以增強其固氮作用。雖然用內共生固氮菌接種豆科植物通常會增加固氮作用，但有時也會因為與土著根瘤菌群落的競爭以及與宿主的相容性差等原因，導致施用效果不穩定[1]。根際聯合固氮菌廣泛分布于非豆科作物的根際，能緊密結合作物根表或侵入根內生長和固氮，近年來被廣泛研究用作微生物接種劑以減少玉米、小麥和水稻等糧食作物對氮肥的需求，在節肥增產方面表現出巨大的應用潛力。例如，研究發現在玉米[25-26]、水稻和小麥根系中接種固氮菌單菌株或復合菌群可以增加固氮[1]。在玉米中，施用菌群的固氮作用大約是單株菌的2倍[26]。另一方面，由于根際聯合固氮微生物不能形成根瘤等共生結構，固氮作用受宿主根際脅迫因子如干旱、鹽堿等影響非常大，導致固氮效率比較低下，通常每年固氮量為1～50 kg/ha[21]。固氮菌葡萄糖醋桿菌（Gluconacetobacter diazotrophicus）在市場推廣后，在稻米中施用推薦氮肥用量的50%，產量反而提高了29%[27]。

為了能夠推動固氮菌劑在農業中大規模應用，固氮菌必須能夠在田間環境中生存，并保持較高水平的固氮以及與作物的互利共棲關系。生物固氮作用在代謝上是一個高度耗能的還原過程，固氮酶對氧氣高度敏感，遇氧會不可逆地失活，而且固氮產物NH+4會對固氮基因的表達產生反饋抑制，在田間施肥條件下，高濃度的NH+4會抑制固氮作用。目前，提高根際聯合固氮效率、擴大根瘤菌寄主范圍、提高固氮酶對NH+4的耐受性等目標已成為生物固氮研究的前沿領域和優先發展方向[21， 28]。

近期研究還關注了叢枝菌根真菌（arbuscular mycorrhizal fungi， AMF）通過對固氮菌的空間遷移，加強了植物與固氮菌等益生菌之間的關聯性。例如，固氮根瘤菌Br. diazoefficiens USDA 110可通過AMF真菌Glomus formosanum產生的外生菌絲網（ERM）將根瘤菌遷移至根系定植并產生根瘤[29]。

2.2 減少氧化亞氮的釋放

氧化亞氮（N2O）是一種強效溫室氣體，是臭氧層消耗的主要原因之一，在大氣中的壽命為114年。雖然N2O僅占溫室氣體排放總量的0.03%左右，但根據其輻射能力，其造成全球變暖的潛力估計是CO2的300倍。目前認為，人類活動每年排放N2O的總量為6.7 Tg（以N計），主要來源是農業生產，約占N2O排放總量的60%。隨著農業的不斷擴大和集約化，這一比例可能會增加[30]。產生N2O的微生物過程有多條途徑，不同過程對N2O凈排放的相對貢獻受微生物群落和環境條件的影響[29]。在農田土壤中，N2O主要通過兩種途徑產生：作為銨的不完全氧化（硝化菌反硝化）和亞硝酸鹽的不完全還原（反硝化）的副產物。此外，生物與非生物耦合的化學反硝化過程也會產生N2O排放[1， 31]。

針對N2O產生途徑，可以采取不同的策略來調控N2O排放。在硝化菌反硝化產生N2O的過程中，微生物群落構成起著核心作用。每摩爾銨通過氨氧化古菌（AOA）產生的N2O少于氨氧化細菌（AOB）[32]，因此，AOB對AOA的平衡在富銨的肥沃土壤中具有重要意義。隨著土壤銨含量的升高，AOB會增加N2O產量[30]，而通常AOA只能在低銨條件下通過非生物反應產生N2O[33]。因此，研究者提出通過利用靶向AOB的硝化抑制劑3，4-二甲基吡唑磷酸（DMPP）選擇性抑制AOB，增加AOA對AOB的相對豐度，來減少N2O的產生[34]。此外，植物促生菌劑能改變AOA與AOB菌群豐度比值，例如，向盆栽油菜土壤接種解淀粉芽孢桿菌（Ba. amyloliquefaciens）可提高二者菌群豐度比值，與對照相比，使N2O凈排放量降低50%[35]。

雖然反硝化微生物可以產生N2O，但表達N2O還原酶（由nosZ編碼）的微生物可以將N2O還原為N2，形成N2O的匯。因此，減少N2O排放的另一個策略是增加N2O還原菌的豐度。一般在大豆中施用Br. japonicum是為了增強固氮作用，然而，一些根瘤菌菌株也具有反硝化能力，當N2O和NO-3同時存在時，那些表達N2O還原酶的Br. japonicum菌株優先還原N2O[36]。在田間試驗中，添加具有nosZ基因的Br. japonicum菌株降低了大豆田收獲后N2O的排放[37]。這些特性可能使具有nosZ基因的根瘤菌成為大豆栽培的理想接種劑，因為這些菌株既能固定氮又能減少N2O的排放。此外，許多微生物接種劑不具有nosZ基因，但有些菌劑可以促進土壤微生物群落的變化，從而間接改變nosZ的相對豐度和N2O產量。如綠色木霉（Trichoderma viride）應用于空心菜（Ipomoea aquatica），改變了微生物群落結構，導致nirK、nirS和nosZ的相對豐度增加，N2O產量顯著降低[38]。同樣，解淀粉芽孢桿菌（Ba. amyloliquefaciens）的添加增加了土壤群落中nosZ的豐度，從而N2O排放量減少50%[35]。

雖然利用微生物減少農業土壤N2O排放取得了一定的進展，但是由于產生N2O的生物和非生物網絡非常復雜，而目前對微生物發揮功能的微生態機制了解十分有限，導致利用微生物控制N2O排放的技術還不成熟，相關的研究還需要加強，例如，研究發現許多在實驗室中具有較高N2O還原活性的菌株在田間條件下不能減少農田土壤的N2O排放[39]。

2.3 控制硝酸鹽的淋失

在氮肥使用中被植物根系高效吸收的兩種主要N形態是銨離子（NH+4）和硝酸鹽（NO-3）。NH+4可直接用于合成谷氨酰胺，隨后還可以合成其他氨基酸。而NO-3則需要通過同化作用轉化為NH+4后才能被利用。因此，NH+4更為高效，可提高葉綠素、淀粉、單糖和氨基酸等重要作物參數的含量。此外，NH+4還能促進根系分枝，增加養分吸收的表面積。而NO-3能刺激側根伸長，以尋找更多養分，并對不同的信號傳導途徑產生更直接的影響。因此，使用兩種氮形態的混合物有助于植物生長。在土壤中，NO-3不易附著于帶負電的土壤顆粒上，很容易從土壤中淋出，進入水生生態系統，導致水體富營養化和藻類大量繁殖。因此，在田間NH+4是更為高效的氮形態，但部分NH+4會被氨氧化去除，轉化為較不理想的NO-3[8]。

如前所述，硝化作用在NH+4轉化為NO-3的過程中發揮著重要作用，氨氧化過程是硝化作用中的第一步和速率限制步驟[8]，該過程由氨單加氧酶（AMO）催化。為減少氮損失和提高肥效，研究者根據AMO的特點研發了硝化抑制劑。常見的硝化抑制劑有雙氰胺（DCD）、3，4-二甲基吡唑磷酸（DMPP）、硝基吡啶等，這些抑制劑主要通過與AMO競爭性結合、螯合AMO催化位點中的Cu等方式發揮作用。使用硝化抑制劑已成為減少土壤NO-3淋失的重要措施之一，大樣本分析數據表明，硝化抑制劑平均可顯著減少47%的NO-3淋失量[40-41]。Cui等[42]在集約化菜田土壤中施用DCD，發現施用DCD后黃棕壤和潮土的NO-3淋失量分別減少了58.5%和36.2%。

使用硝化抑制劑或尿素酶抑制劑可以有效延緩氨氧化和尿素水解的速率，從而減少氮肥的流失和揮發。這有助于提高土壤中氮素的利用效率，同時減少對環境的負面影響。另外，應用土壤改良劑如生物炭和石灰可以改善土壤結構和pH，促進微生物對氮的固定，增加土壤中氮的含量，有利于作物的吸收利用。精準農業管理則通過合理控制施肥的量、質、時、地，實現氮素供應和作物需求的同步，最大限度地提高氮肥利用效率，降低氮肥的浪費。故而在未來應用硝化抑制劑時，應考慮將其與土壤特性和主要硝化物相匹配，以增加土壤中氮的保持能力，減少氮的損失。這樣可以有效提高作物的產量和氮素利用效率，同時實現農業生產的可持續發展。

雖然抑制微生物氨氧化以減少N2O排放的研究已有較多報道，但微生物菌劑對NO-3淋失的影響卻很少受到關注。在少數以改變硝化作用為目的的研究中，接種微生物增加了硝化作用。例如，Anabaena torulosa、Azotobacter spp.和T. virtuosa菌劑的不同組合提高了菊花根際的潛在硝化速率[43]，接種真菌菌群的盆栽玉米的土壤和滲濾液中NO-3水平也顯著升高[44]，這些菌劑的效果高度依賴于土壤和作物品種類型。同一屬的微生物對硝化過程可能產生不同的影響，例如，施用枯草芽孢桿菌確實達到了減少氨揮發和氮損失的目標效果，但它也增加了細菌amoA基因的相對豐度，以及硝化菌群的豐度[45]。施用解淀粉芽孢桿菌可降低土壤硝酸鹽濃度[35]，含有T. virtuosa的菌群增加了潛在的硝化速率[43]，但與單獨施肥相比，同時施用T. viride 和尿素的土壤硝酸鹽水平較低[38]。

減少NO-3淋失可以采取的另一種途徑是異化硝酸鹽還原成銨（DNRA），該過程可將NO-3和NO-2還原為NH+4，允許在土壤生態系統中保留氮。研究表明，DNRA具有節能環保、降低N2O排放、節肥增效以及減少NO-3和NO-2污染的優點，因此越來越受到關注[16]。DNRA在土壤氮素循環中發揮著重要作用，如Pan等[46]考察了干旱農田根際土壤和非根際土壤中硝態氮的異化還原過程，發現DNRA比反硝化過程起主導作用。盡管已發現了許多種具有DNRA功能的微生物，但是鮮有利用純培養的DNRA微生物控制農田土壤NO-3淋失的報道。目前研究關注較多的是土壤性質、氣候因素等環境條件對土壤DNRA的影響，但環境因子對DNRA速率的影響隨生態系統的不同表現出較大差異。例如亞熱帶生態系統中，旱耕地、林地、水田和濕地生態系統中的DNRA速率不同，從大到小依次排序為濕地、旱耕地、水田、林地[16-17]。另外研究發現，大約40%的DNRA微生物攜帶至少一個反硝化基因，并且顯示出較高的N2O生產潛力，證明DNRA微生物在氮循環中的多重作用[47]。

2.4 控制氨揮發

農田氨揮發是土壤氮素循環中氮損失的主要途徑之一，我國農田氮肥損失中氨揮發約占11%，而在有利于氨揮發的條件下，氮肥的氨揮發損失率可高達40%～50%[48]。農田土壤氨的產生主要來源于尿素水解和硝酸鹽異化還原成銨的這兩種過程[49]。尿素是目前使用最多的氮肥，占我國氮肥總量的60%。尿素造成的氨揮發占氮肥施用氨揮發總量的75%。尿素施入土壤后，被微生物等來源的土壤脲酶催化分解產生CO2和NH+4，NH+4和OH-反應產生氨氣[49]。土壤脲酶是一類含鎳的酰胺鍵水解酶，其活性位點包含由氨基甲酸酯橋連在一起的兩個鎳原子。根據脲酶的特點，人們研發了脲酶抑制劑以抑制土壤脲酶活性，從而減緩尿素向NH+4的轉化。按照作用方式，脲酶抑制劑的種類主要包括3種：（1）與脲酶的巰基基團反應的化合物，如氫醌、對苯醌等；（2）絡合脲酶活性中心的鎳原子，如乙酰羥肟酸、乙酰氧肟酸等；（3）與脲酶活性位點結合的競爭

[5]陳文新. 中國豆科植物根瘤菌資源多樣性與系統發育[J]. 中國農業大學學報， 2004， （2）： 6-7. DOI： 10.3321/j.issn：1007-4333.2004.02.002.

[6]STEIN L Y， KLOTZ M G. The nitrogen cycle[J]. Current Biology， 2016， 26（3）： R94-R98. DOI： 10.1016/j.cub.2015.12.021.

[7]BALASUBRAMANIAN R， SMITH S M， RAWAT S， et al. Oxidation of methane by a biological dicopper centre[J]. Nature， 2010， 465（7294）： 115-119. DOI： 10.1038/nature08992.

[8]BEECKMAN F， MOTTE H， BEECKMAN T. Nitrification in agricultural soils： impact， actors and mitigation[J]. Current Opinion in Biotechnology， 2018， 50： 166-173. DOI： 10.1016/j.copbio.2018.01.014.

[9]DAIMS H， LCKER S， WAGNER M. A new perspective on microbes formerly known as nitrite-oxidizing bacteria[J]. Trends in Microbiology， 2016， 24（9）： 699-712. DOI： 10.1016/j.tim.2016.05.004.

[10]SHI M Z， ZHAO Y， ZHU L J， et al. Denitrification during composting： biochemistry， implication and perspective[J]. International Biodeterioration & Biodegradation， 2020， 153： 105043. DOI： 10.1016/j.ibiod.2020.105043.

[11]SHARMA S， ANEJA M K， MAYER J， et al. Diversity of transcripts of nitrite reductase genes （nirK and nirS） in rhizospheres of grain legumes[J]. Applied and Environmental Microbiology， 2005， 71（4）： 2001-2007. DOI： 10.1128/AEM.71.4.2001-2007.2005.

[12]SAKURAI N， SAKURAI T. Isolation and characterization of nitric oxide reductase from Paracoccus halodenitrificans[J]. Biochemistry， 1997， 36（45）： 13809-13815. DOI： 10.1021/bi971070u.

[13]PAULETA S R， DELLACQUA S， MOURA I. Nitrous oxide reductase[J]. Coordination Chemistry Reviews， 2013， 257（2）： 332-349. DOI： 10.1016/j.ccr.2012.05.026.

[14]曾凱， 劉琳， 蔡義民， 等. 地下生態系統中氮素的循環及影響因素[J]. 草業科學， 2017， 34（3）： 502-514. DOI： 10.11829/j.issn.1001-0629.2016-0342.

[15]李鳳霞， 王長軍. 土壤氮素轉化及相關微生物過程研究[J]. 寧夏農林科技， 2018， 59（4）： 37-40. DOI： 10.3969/j.issn.1002-204X.2018.04.014.

[16]王側容， 鄭春霞， 張漫漫， 等. 微生物異化硝酸鹽和亞硝酸鹽產銨研究進展[J]. 微生物學報， 2023， 63（4）： 1340-1355. DOI： 10.13343/j.cnki.wsxb.20220665.

[17]鐵文周， 黃雪嬌， 黃金蘭， 等. 亞熱帶地區土壤硝酸鹽異化還原成銨速率的空間差異和驅動因素[J]. 土壤， 2023， 55（5）： 974-982. DOI： 10.13758/j.cnki.tr.2023.05.006.

[18]HERRIDGE D F， PEOPLES M B， BODDEY R M. Global inputs of biological nitrogen fixation in agricultural systems[J]. Plant and Soil， 2008， 311（1）： 1-18. DOI： 10.1007/s11104-008-9668-3.

[19]FOWLER D， COYLE M， SKIBA U， et al. The global nitrogen cycle in the twenty-first century[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series B， Biological Sciences， 2013， 368（1621）： 20130164. DOI： 10.1098/rstb.2013.0164.

[20]NARO[KG-*3]Z[DD（-*5]·[][DD）]NA D， PUDEKO K， KRLICZAK J， et al. Survival and competitiveness of Bradyrhizobium japonicum strains 20 years after introduction into field locations in Poland[J]. Applied and Environmental Microbiology， 2015， 81（16）： 5552-5559. DOI： 10.1128/AEM.01399-15.

[21]燕永亮， 田長富， 楊建國， 等. 人工高效生物固氮體系創建及其農業應用[J]. 生命科學， 2021， 33（12）： 1532-1543. DOI： 10.13376/j.cbls/2021172.

[22]NIMNOI P， PONGSILP N， LUMYONG S. Co-inoculation of soybean （Glycine max） with actinomycetes and Bradyrhizobium japonicum enhances plant growth， nitrogenase activity and plant nutrition[J]. Journal of Plant Nutrition， 2014， 37（3）： 432-446. DOI： 10.1080/01904167.2013.864308.

[23]BAI Y， ZHOU X， SMITH D L. Enhanced soybean plant growth resulting from coinoculation of Bacillus strains with Bradyrhizobium japonicum[J]. Crop Science， 2003， 43（5）： 1774-1781. DOI： 10.2135/cropsci2003.1774.

[24]HUNGRIA M， NOGUEIRA M A， ARAUJO R S. Co-inoculation of soybeans and common beans with rhizobia and azospirilla： strategies to improve sustainability[J]. Biology and Fertility of Soils， 2013， 49（7）： 791-801. DOI： 10.1007/s00374-012-0771-5.

[25]KE X B， FENG S， WANG J， et al. Effect of inoculation with nitrogen-fixing bacterium Pseudomonas stutzeri A1501 on maize plant growth and the microbiome indigenous to the rhizosphere[J]. Systematic and Applied Microbiology， 2019， 42（2）： 248-260. DOI： 10.1016/j.syapm.2018.10.010.

[26]GMEZ-GODíNEZ L J， FERNANDEZ-VALVERDE S L， MARTINEZ ROMERO J C， et al. Metatranscriptomics and nitrogen fixation from the rhizoplane of maize plantlets inoculated with a group of PGPRs[J]. Systematic and Applied Microbiology， 2019， 42（4）： 517-525. DOI： 10.1016 /j.syapm.2019.05.003.

[27]宗和. Azotic固氮技術進入美國市場可減少氮肥用量達50%[J]. 中國農資， 2019（2）： 8.

[28]楊軍， 劉承武， 李霞， 等. 豆科植物-微生物共生固氮研究進展[J]. 植物生理學報， 2023， 59（08）： 1407-1435. DOI： 10.13592/j.cnki.ppj.600005.

[29]de NOVAIS C B， SBRANA C， da CONCEIO JESUS E， et al. Mycorrhizal networks facilitate the colonization of legume roots by a symbiotic nitrogen-fixing bacterium[J]. Mycorrhiza， 2020， 30（2）： 389-396. DOI： 10.1007/s00572-020-00948-w.

[30]TORRES M J， SIMON J， ROWLEY G， et al. Nitrous oxide metabolism in nitrate-reducing bacteria： physiology and regulatory mechanisms[J]. Advances Microbial Physiology， 2016， 68： 353-432. DOI： 10.1016/bs.ampbs.2016.02.007.

[31]申衛收， 熊若男， 張歡歡， 等. 微生物介導的農業土壤氧化亞氮減排研究進展[J]. 土壤學報， 2023， 60（2）： 332-344. DOI： 10.11766/trxb202106170315.

[32]HINK L， LYCUS P， GUBRY-RANGIN C， et al. Kinetics of NH3-oxidation， NO-turnover， N2O-production and electron flow during oxygen depletion in model bacterial and archaeal ammonia oxidisers[J]. Environmental Microbiology， 2017， 19（12）： 4882-4896. DOI： 10.1111/1462-2920.13914

[33]HINK L， GUBRY-RANGIN C， NICOL G W， et al. The consequences of niche and physiological differentiation of archaeal and bacterial ammonia oxidisers for nitrous oxide emissions[J]. The ISME Journal， 2018， 12（4）： 1084-1093. DOI： 10.1038/s41396-017-0025-5.

[34]BAKKEN L R， FROSTEGRD . Emerging options for mitigating N2O emissions from food production by manipulating the soil microbiota[J]. Current Opinion in Environmental Sustainability， 2020， 47： 89-94. DOI： 10.1016/j.cosust.2020.08.010.

[35]WU S H， ZHUANG G Q， BAI Z， et al. Mitigation of nitrous oxide emissions from acidic soils by Bacillus amyloliquefaciens， a plant growth-promoting bacterium[J]. Global Change Biology， 2018， 24（6）： 2352-2365. DOI： 10.1111/gcb.14025.

[36]GAO Y， MANIA D， MOUSAVI S A， et al. Competition for electrons favours N2O reduction in denitrifying Bradyrhizobium isolates[J]. Environmental Microbiology， 2021， 23（4）： 2244-2259. DOI： 10.1111/1462-2920.15404.

[37]AKIYAMA H， HOSHINO Y T， ITAKURA M， et al. Mitigation of soil N2O emission by inoculation with a mixed culture of indigenous Bradyrhizobium diazoefficiens [J]. Scientific Reports， 2016， 6： 32869. DOI： 10.1038/srep32869.

[38]XU S J， FENG S G， SUN H S， et al. Linking N2O emissions from biofertilizer-amended soil of tea plantations to the abundance and structure of N2O -reducing microbial communities[J]. Environmental Science & Technology， 2018， 52（19）： 11338-11345. DOI： 10.1021/acs.est.8b04935.

[39]GAO N， SHEN W S， CAMARGO E， et al. Nitrous oxide （N2O）-reducing denitrifier-inoculated organic fertilizer mitigates N2O emissions from agricultural soils[J]. Biology and Fertility of Soils， 2017， 53（8）： 885-898. DOI： 10.1007/s00374-017-1231-z.

[40]QIAO C L， LIU L L， HU S J， et al. How inhibiting nitrification affects nitrogen cycle and reduces environmental impacts of anthropogenic nitrogen input[J]. Global Change Biology， 2015， 21（3）： 1249-57. DOI： 10.1111/gcb.12802.

[41]宋濤， 尹俊慧， 胡兆平， 等. 脲酶/硝化抑制劑減少農田土壤氮素損失的作用特征[J]. 農業資源與環境學報， 2021， 38（4）： 585-597. DOI： 10.13254/j.jare.2020.0344.

[42]CUI M， SUN X， HU C， et al. Effective mitigation of nitrate leaching and nitrous oxide emissions in intensive vegetable production systems using a nitrification inhibitor， dicyandiamide[J]. Journal of Soils and Sediments， 2011， 11（5）： 722-730. DOI： 10.1007/s11368-011-0357-0.

[43]KANCHAN A， SIMRANJIT K， RANJAN K， et al. Microbial biofilm inoculants benefit growth and yield of chrysanthemum varieties under protected cultivation through enhanced nutrient availability[J]. Plant Biosystems， 2019， 153（2）： 306-316. DOI： 10.1080/11263504.2018.1478904.

[44]MORRISON E， LAGOS L， AL-AGELY A， et al. Mycorrhizal inoculation increases genes associated with nitrification and improved nutrient retention in soil[J]. Biology and Fertility of Soils， 2017， 53（3）： 275-279. DOI： 10.1007/s00374-017-1176-2.

[45]SUN B， BAI Z H， BAO L J， et al. Bacillus subtilis biofertilizer mitigating agricultural ammonia emission and shifting soil nitrogen cycling microbiomes[J]. Environment International， 2020， 144： 105989. DOI： 10.1016/j.envint.2020.105989.

[46]PAN H W， QIN Y， WANG Y T， et al. Dissimilatory nitrate/nitrite reduction to ammonium （DNRA） pathway dominates nitrate reduction processes in rhizosphere and non-rhizosphere of four fertilized farmland soil[J]. Environmental Research， 2020， 186： 109612. DOI： 10.1016/j.envres.2020.109612.

[47]SAGHA A， POLD G， JONES C M， et al. Phyloecology of nitrate ammonifiers and their importance relative to denitrifiers in global terrestrial biomes[J]. Nature Communications， 2023， 14（1）： 8249. DOI： 10.1038/s41467-023-44022-3.

[48]鄒娟， 胡學玉， 張陽陽， 等. 不同地表條件下生物炭對土壤氨揮發的影響[J]. 環境科學， 2018， 39（1）： 348-354. DOI： 10.13227/1.hk- 201706171.

[49]朱影， 莊國強， 吳尚華， 等. 農田土壤氨揮發的過程和控制技術研究[J]. 環境保護科學， 2020， 46（6）： 88-96. DOI： 10.16803/j.cnki.issn.1004 -6216.2020.06.015.

[50]SILVA A G B， SEQUEIRA C H， SERMARINI R A， et al. Urease inhibitor NBPT on ammonia volatilization and crop productivity： a meta-analysis[J]. Agronomy Journal， 2017， 109（1）： 1-13. DOI： 10.2134/agronj2016.04.0200.

[51]徐麗萍， 王旭， 侯曉娜， 等. 脲酶抑制劑NBPT對三種類型土壤中UAN氮溶液氮素轉化和氨揮發的影響[J]. 中國土壤與肥料， 2022（3）： 126-136. DOI： 10.11838/sfsc.1673-6257.20718.

[52]汪霞. 微生物菌劑對堿性土壤氨揮發的控制及其機理研究[D]. 合肥： 中國科學技術大學， 2017.

[53]楊夢遠， 滕釗軍， 孫麗英. 生物菌劑對蔬菜產量及菜地活性氣態氮排放的影響[J]. 南京信息工程大學學報（自然科學版）， 2022， 14（4）： 456-462. DOI： 10.13878/j-cnkijnuist.2022.04.009.