减少农田土壤氮损失的微生物调控技术研究进展

许冬宁 吴晓青 周方园 范素素 张新建 肖桂青 王加宁

摘要：氮肥为现代农业生产提供了作物生长需求的氮素，但长期不合理施用氮肥造成资源浪费、经济损失和影响深远的环境问题。微生物在氮素循环中发挥重要作用，值得研究总结。基于已有研究成果，归纳土壤氮素循环中的固氮、硝化、反硝化、氨化和同化/异化作用等重要微生物驱动过程及机制；归纳了微生物技术调控农业氮损失

旨在提升农业环境可持续性的策略包括增加氮固定、减少温室气体排放、控制氮素流失和氨挥发等。这些策略展示了微生物在减少氮肥依赖和提高作物产量中的应用潜力，同时也指出了实现田间有效应用的研究局限和技术挑战。

关键词：农田土壤；氮素循环；氮素损失；微生物调控；氮肥减施增效

中图分类号：Q93   文献标志码：A   文章编号：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

隨着世界人口的不断增长，人们对粮食的需求也不断增加，氮肥为提高作物产量和保障粮食安全做出了巨大贡献。氮素是构成DNA、蛋白质、酶等有机分子不可或缺的元素，也是生命体得以生存和繁衍的关键营养物质。在生物组织的所有化学元素中，氮素仅次于氧、碳和氢。在现代农业生产系统中，为满足作物对氮素的生长需求，施用氮肥已成为提高作物生产力的有效途径。但是氮肥长期不合理施用，造成主要作物种植系统的氮素利用效率较低，一般在30%～50%[1]，也对全球气候变化和生态环境安全造成了严重的负面影响，约有50%的肥料氮以氨（NH3）挥发、氮转化过程释放出的各种气体（NO2、NO、N2O和N2）以及硝酸盐（NO-3）和亚硝酸盐（NO-2）淋失等形式排放至大气、深层土壤或水体中。上述氮损失途径，不仅造成了资源浪费和经济损失，也对环境健康构成威胁。例如，NH3是空气中唯一的碱性气体，会与SO2和NOx等酸性物质反应生成氨气溶胶，是雾霾中PM2.5的主要贡献者[2]；N2O是重要的温室气体之一，温室效应是CO2的300倍以上；NO-3不易被土壤吸附，非常容易淋溶流失，造成水体的富营养化，导致藻华爆发和生物多样性丧失[3]。

微生物在氮素形态的转化过程中发挥着重要的作用。大气中的氮气（N2）是氮元素的最大储存库，然而只有少量的固氮细菌或真菌能够直接利用它，其他生命体则依赖于活性更强的氧化态氮和还原态氮（统称为活性氮）来满足其需求。土壤中氮素在微生物的作用下通过以下过程进行有序循环：N2通过固氮作用（nitrogen fixation），转化形成NH3，NH3经过同化作用（assimilation）转化成有机氮，有机氮经过氨化作用（ammonification）降解形成NH+4，随后通过硝化作用（nitrification）转化成NO-2和NO-3，再通过反硝化作用（denitrification）转换成N2O或者N2，或者通过硝酸盐异化还原成为NH+4（dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA），NO-2与NH+4在厌氧氨氧化作用（anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX）下形成N2[3-4]。

通过了解氮循环的过程以及微生物在氮循环中发挥的主要作用，研究者尝试直接利用微生物调控氮素转化过程，或者利用物理化学手段对微生物活动进行干预，以实现对氮素转化的间接调控。这些技术可以通过改善土壤环境，减少氮素的流失和排放，达到节约资源、减少环境污染的目的。尽管微生态调控技术的研究和应用已经取得了一定的进展，但由于氮循环的微生物驱动机制非常复杂，人们对微生物在控制氮损失过程中的重要性认识不足，导致目前基于微生物控制农田土壤氮损失的规模化应用的案例较少。本文从农田土壤氮素循环中重要的微生物驱动机制和利用微生物控制主要氮损失途径两个方面进行综述，以期为推动微生物技术在氮肥减施增效和防治面源污染领域的应用提供理论参考。

1 微生物与土壤氮素循环

目前，活性氮的主要来源是通过固氮作用将大气中的氮气固定下来，包括闪电作用下的自然固氮、陆地或水生系统中的生物固氮以及人工合成固氮[4]。无论是哪种固氮作用，都需要微生物的参与才能实现氮素的转化，并使其能被生物体吸收利用。实际上，氮素转化是氮元素在-3价和+5价之间的一系列氧化还原反应。不同类型的微生物（如细菌、真菌和古菌）可能会参与一个或多个过程，而且它们的代谢途径也是多种多样的。根据氮素转化的类型，土壤氮素循环主要包括以下几个重要的过程：固氮作用、硝化作用、反硝化作用、氨化作用、同化/异化作用。

1.1 固氮作用

固氮作用（nitrogen fixation）是指微生物通过自生固氮、共生固氮和联合固氮等方式，将大气中的氮气转化为氨的过程。这些微生物拥有固氮酶，能够在常温常压下将N2还原成NH3。目前已经发现，有超过100个属的细菌和古菌中都存在固氮微生物，包括好氧和厌氧的固氮细菌、蓝细菌以及与豆科植物共生的根瘤菌和与非豆科植物共生的放线菌等。其中，根瘤菌与豆科植物共生体系的固氮能力最为强大[5]。固氮酶主要有3种类型：钼-铁（MoFe）、钒-铁（VFe）和铁-铁（FeFe）。它们具有相似的序列、结构和功能特性，但金属辅因子不同。所有的固氮酶都由催化和电子转运两部分组成，以铁、钒和钼等为活性中心的催化部分其编码基因分别为anfDGK、vnfDGK和nifDK。另外，nifH、anfH和vnfH基因编码含铁的电子转运蛋白，其中nifH基因常作为检测固氮微生物的标记基因[4]。

1.2 硝化作用

硝化作用（nitrification）是在需氧条件下NH3或NH+4向硝酸盐（NO-3）转化的一系列氧化过程。硝化过程主要涉及3个氮素转化的阶段：第一步，NH3或NH+4转化成羟胺（NH2OH），该过程主要由氨氧化细菌（AOB）或氨氧化古菌（AOA）中的氨单加氧酶（AMO）催化[6]。在AOB中，AMO包含由amoA、amoB和amoC基因编码的3个多肽亚基。根据预测，amoA和amoC被认为是内膜蛋白，而周质amoB可能包含一个铜催化的活性位点，因此，铜被认为在氨氧化中发挥重要的作用[7]。第二步，羟胺通过羟胺氧化还原酶（HAO）酶转化为亚硝酸盐（NO-2），在AOB中，HAO酶中的活性位点是铁血红素P460，因此不易受到Cu螯合剂的抑制。在AOA中没有发现HAO的同源蛋白，因此AOA的氨氧化途径还不太清楚[8]。第三步，亚硝酸盐（NO-2）转化成硝酸盐（NO-3），该过程由亚硝酸盐氧化细菌、光能利用菌、厌氧氨氧化细菌中的亚硝酸盐氧化还原酶（NXR）催化完成[9]。

1.3 反硝化作用

反硝化作用（denitrification）是微生物在缺氧条件下，还原硝酸盐，释放出分子态氮（N2）或氮氧化合物（NO、N2O）的过程。主要的反硝化过程由4种主要酶催化，分别是硝酸盐还原酶（NAR）或周质硝酸盐还原酶（NAP）、亚硝酸盐还原酶（NIR）、一氧化氮还原酶（NOR）和氧化亚氮还原酶（NOS）。在第一步中，NAR或NAP是钼酶，分别由nar和nap基因编码，将硝酸盐还原为亚硝酸盐[10]。在第二步中，厌氧细菌通过硝酸盐还原酶（NIR）将NO-2在缺氧条件下转化为NO。它是反硝化作用的标志性反应，也是最重要的限速步骤。NIR基因包括NirS和NirK两种类型，前者包含由nirS编码的血红素-细胞色素和血红素cd1（cd1-NIR）活性中心位点，后者包含由nirK编码包含铜（Cu-NIR）活性中心位点[11]。在第三步中，细菌、古菌和真菌利用一氧化氮还原酶（NOR），将NO还原为N2O。已发现3种类型的NOR，即细胞色素c依赖型（cNOR）、醌依赖的（qNOR）和含铜的qCuNOR[12]。在反硝化过程的最后一步，N2O通過末端氧化还原酶还原为N2，这是由NOS完成的。NOS位于多种变形菌门细菌的周质，由nos基因簇编码，其3种转录本分别为nosZ、nosR和nosDFYL[13]。

1.4 氨化作用

氨化作用（ammonification）又叫脱氨作用，微生物分解有机含氮化合物产生铵态氮（氨气等）的过程。土壤中的各种动植物残体和有机肥，包括堆肥、绿肥和厩肥都含有丰富的含氮有机物，含氮有机物主要为蛋白质、多肽、核酸、肽聚糖、几丁质等，也有少量水溶性有机含氮化合物，如氨基酸、氨基糖和尿素等。除可溶性氨基酸外，这些物质都不能被植物直接吸收，必须经过微生物分解，将NH+4释放出来，才能供植物利用。氨化作用是土壤氮素转化的起点，也是有机氮化合物转化为植物可以直接吸收利用的氮形态的关键一步[14]，因此，氨化作用对于土壤氮素的转化和循环过程意义重大。很多细菌和真菌具有这一作用，这些微生物可以分泌蛋白酶、脲酶、核酸酶、角质酶等，在细胞外将含氮有机物分解为多肽、氨基酸和氨等。土壤中有机态氮矿化分解释放出的氮素被认为是土壤矿质态氮的直接补给源，土壤氮素的矿化过程对于土壤-植物系统氮素的转化与循环具有关键性的作用[15]。

1.5 同化/异化作用

同化/异化作用主要指硝酸盐（NO-3）经过中间体亚硝酸盐（NO-2）还原为铵（NH+4）的过程[4]。同化硝酸盐还原产铵作用（assimilatory nitrate reduction to ammonium， ANRA），是指NO-3由同化硝酸盐还原酶（NAS）催化生成NO-2，再由同化亚硝酸盐还原酶（cNIR）催化还原成NH+4，最后NH+4形成生物量氮（如氨基酸或蛋白质）的过程。异化硝酸盐还原产铵作用（dissimilatory nitrate reduction to ammonium， DNRA），是指NO-3由膜结合硝酸盐还原酶（NAR）或质周硝酸盐还原酶（NAP）催化产生NO-2，再由周质细胞色素c亚硝酸盐还原酶（ccNIR）、八面体血红素亚硝酸盐还原酶（ONR）或八面体血红素连四硫酸盐还原酶（OTR）催化还原成NH+4[3， 16]。ANRA与DNRA的区别主要在于：ANRA涉及的NAS位于细胞质中，NO-3同化需要通过ATP依赖性转运体将NO-3转运到细胞内，是耗能过程，ANRA产生的NH+4全部用于生物量氮的合成，但NAS的表达在富铵的环境（例如施肥的土壤）中受到抑制。而DNRA是产能过程，该过程产生的NH+4可部分用于生物量氮的合成，研究表明，DNRA可将土壤中3.9%～84.4%的NO-3转化为NH+4，对降低N2O排放量、减少氮肥损失和面源污染具有重要作用[16-17]。尽管NO-3→NO-2→ NH+4是目前报道最多的DNRA途径，但是随着研究的不断深入，一些新的DNRA途径也逐渐被发现，对这些途径的代谢机制有待进一步阐明[16]。

2 利用微生物对氮损失的调控

2.1 利用固氮菌增加氮固定、减少氮肥施用

生物固氮研究始于19世纪80年代，迄今已有近140年的历史。目前，固氮菌剂主要应用于替代或补充合成氮肥，从源头上减少氮损失。据估计，农业生态系统中的生物固氮每年约有50～70 Tg[18]，而每年来自人工合成的总氮量约为210 Tg[19]。虽然豆科植物与根瘤菌的共生关系历来是大部分生物固氮的来源[18]，但近年来人们对利用微生物接种提高非豆科作物固氮水平的兴趣激增。

目前，已在农业生产上应用的固氮微生物有内共生固氮和根际联合固氮两种。以内共生固氮菌作为微生物接种剂的重要用途就是在豆科植物栽培中优化根瘤内的固氮作用。大豆慢生根瘤菌（Br. japonicum）是一种受欢迎的大豆生物肥料，在宿主植物自身没有常驻内共生菌的情况下尤其有效[20]。内共生结瘤微生物固氮效率高，通常每年固氮量为75～300 kg/ha，可为豆科植物生长提供100%的氮素来源[21]。一些研究表明，Br. japonicum与其他微生物如放线菌[22]、枯草芽孢杆菌（Ba. subtilis）、苏云金芽孢杆菌（Ba. thuringiensis）[23]和巴西固氮螺菌（Azospirillum brasilense）[24]联合施用，可以增强其固氮作用。虽然用内共生固氮菌接种豆科植物通常会增加固氮作用，但有时也会因为与土著根瘤菌群落的竞争以及与宿主的相容性差等原因，导致施用效果不稳定[1]。根际联合固氮菌广泛分布于非豆科作物的根际，能紧密结合作物根表或侵入根内生长和固氮，近年来被广泛研究用作微生物接种剂以减少玉米、小麦和水稻等粮食作物对氮肥的需求，在节肥增产方面表现出巨大的应用潜力。例如，研究发现在玉米[25-26]、水稻和小麦根系中接种固氮菌单菌株或复合菌群可以增加固氮[1]。在玉米中，施用菌群的固氮作用大约是单株菌的2倍[26]。另一方面，由于根际联合固氮微生物不能形成根瘤等共生结构，固氮作用受宿主根际胁迫因子如干旱、盐碱等影响非常大，导致固氮效率比较低下，通常每年固氮量为1～50 kg/ha[21]。固氮菌葡萄糖醋杆菌（Gluconacetobacter diazotrophicus）在市场推广后，在稻米中施用推荐氮肥用量的50%，产量反而提高了29%[27]。

为了能够推动固氮菌剂在农业中大规模应用，固氮菌必须能够在田间环境中生存，并保持较高水平的固氮以及与作物的互利共栖关系。生物固氮作用在代谢上是一个高度耗能的还原过程，固氮酶对氧气高度敏感，遇氧会不可逆地失活，而且固氮产物NH+4会对固氮基因的表达产生反馈抑制，在田间施肥条件下，高浓度的NH+4会抑制固氮作用。目前，提高根际联合固氮效率、扩大根瘤菌寄主范围、提高固氮酶对NH+4的耐受性等目标已成为生物固氮研究的前沿领域和优先发展方向[21， 28]。

近期研究还关注了丛枝菌根真菌（arbuscular mycorrhizal fungi， AMF）通过对固氮菌的空间迁移，加强了植物与固氮菌等益生菌之间的关联性。例如，固氮根瘤菌Br. diazoefficiens USDA 110可通过AMF真菌Glomus formosanum产生的外生菌丝网（ERM）将根瘤菌迁移至根系定植并产生根瘤[29]。

2.2 减少氧化亚氮的释放

氧化亚氮（N2O）是一种强效温室气体，是臭氧层消耗的主要原因之一，在大气中的寿命为114年。虽然N2O仅占温室气体排放总量的0.03%左右，但根据其辐射能力，其造成全球变暖的潜力估計是CO2的300倍。目前认为，人类活动每年排放N2O的总量为6.7 Tg（以N计），主要来源是农业生产，约占N2O排放总量的60%。随着农业的不断扩大和集约化，这一比例可能会增加[30]。产生N2O的微生物过程有多条途径，不同过程对N2O净排放的相对贡献受微生物群落和环境条件的影响[29]。在农田土壤中，N2O主要通过两种途径产生：作为铵的不完全氧化（硝化菌反硝化）和亚硝酸盐的不完全还原（反硝化）的副产物。此外，生物与非生物耦合的化学反硝化过程也会产生N2O排放[1， 31]。

针对N2O产生途径，可以采取不同的策略来调控N2O排放。在硝化菌反硝化产生N2O的过程中，微生物群落构成起着核心作用。每摩尔铵通过氨氧化古菌（AOA）产生的N2O少于氨氧化细菌（AOB）[32]，因此，AOB对AOA的平衡在富铵的肥沃土壤中具有重要意义。随着土壤铵含量的升高，AOB会增加N2O产量[30]，而通常AOA只能在低铵条件下通过非生物反应产生N2O[33]。因此，研究者提出通过利用靶向AOB的硝化抑制剂3，4-二甲基吡唑磷酸（DMPP）选择性抑制AOB，增加AOA对AOB的相对丰度，来减少N2O的产生[34]。此外，植物促生菌剂能改变AOA与AOB菌群丰度比值，例如，向盆栽油菜土壤接种解淀粉芽孢杆菌（Ba. amyloliquefaciens）可提高二者菌群丰度比值，与对照相比，使N2O净排放量降低50%[35]。

虽然反硝化微生物可以产生N2O，但表达N2O还原酶（由nosZ编码）的微生物可以将N2O还原为N2，形成N2O的汇。因此，减少N2O排放的另一个策略是增加N2O还原菌的丰度。一般在大豆中施用Br. japonicum是为了增强固氮作用，然而，一些根瘤菌菌株也具有反硝化能力，当N2O和NO-3同时存在时，那些表达N2O还原酶的Br. japonicum菌株优先还原N2O[36]。在田间试验中，添加具有nosZ基因的Br. japonicum菌株降低了大豆田收获后N2O的排放[37]。这些特性可能使具有nosZ基因的根瘤菌成为大豆栽培的理想接种剂，因为这些菌株既能固定氮又能减少N2O的排放。此外，许多微生物接种剂不具有nosZ基因，但有些菌剂可以促进土壤微生物群落的变化，从而间接改变nosZ的相对丰度和N2O产量。如绿色木霉（Trichoderma viride）应用于空心菜（Ipomoea aquatica），改变了微生物群落结构，导致nirK、nirS和nosZ的相对丰度增加，N2O产量显著降低[38]。同样，解淀粉芽孢杆菌（Ba. amyloliquefaciens）的添加增加了土壤群落中nosZ的丰度，从而N2O排放量减少50%[35]。

虽然利用微生物减少农业土壤N2O排放取得了一定的进展，但是由于产生N2O的生物和非生物网络非常复杂，而目前对微生物发挥功能的微生态机制了解十分有限，导致利用微生物控制N2O排放的技术还不成熟，相关的研究还需要加强，例如，研究发现许多在实验室中具有较高N2O还原活性的菌株在田间条件下不能减少农田土壤的N2O排放[39]。

2.3 控制硝酸盐的淋失

在氮肥使用中被植物根系高效吸收的两种主要N形态是铵离子（NH+4）和硝酸盐（NO-3）。NH+4可直接用于合成谷氨酰胺，随后还可以合成其他氨基酸。而NO-3则需要通过同化作用转化为NH+4后才能被利用。因此，NH+4更为高效，可提高叶绿素、淀粉、单糖和氨基酸等重要作物参数的含量。此外，NH+4还能促进根系分枝，增加养分吸收的表面积。而NO-3能刺激侧根伸长，以寻找更多养分，并对不同的信号传导途径产生更直接的影响。因此，使用两种氮形态的混合物有助于植物生长。在土壤中，NO-3不易附着于带负电的土壤颗粒上，很容易从土壤中淋出，进入水生生态系统，导致水体富营养化和藻类大量繁殖。因此，在田间NH+4是更为高效的氮形态，但部分NH+4会被氨氧化去除，转化为较不理想的NO-3[8]。

如前所述，硝化作用在NH+4转化为NO-3的过程中发挥着重要作用，氨氧化过程是硝化作用中的第一步和速率限制步骤[8]，该过程由氨单加氧酶（AMO）催化。为减少氮损失和提高肥效，研究者根据AMO的特点研发了硝化抑制剂。常见的硝化抑制剂有双氰胺（DCD）、3，4-二甲基吡唑磷酸（DMPP）、硝基吡啶等，这些抑制剂主要通过与AMO竞争性结合、螯合AMO催化位点中的Cu等方式发挥作用。使用硝化抑制剂已成为减少土壤NO-3淋失的重要措施之一，大样本分析数据表明，硝化抑制剂平均可显著减少47%的NO-3淋失量[40-41]。Cui等[42]在集约化菜田土壤中施用DCD，发现施用DCD后黄棕壤和潮土的NO-3淋失量分别减少了58.5%和36.2%。

使用硝化抑制剂或尿素酶抑制剂可以有效延缓氨氧化和尿素水解的速率，从而减少氮肥的流失和挥发。这有助于提高土壤中氮素的利用效率，同时减少对环境的负面影响。另外，应用土壤改良剂如生物炭和石灰可以改善土壤结构和pH，促进微生物对氮的固定，增加土壤中氮的含量，有利于作物的吸收利用。精准农业管理则通过合理控制施肥的量、质、时、地，实现氮素供应和作物需求的同步，最大限度地提高氮肥利用效率，降低氮肥的浪费。故而在未来应用硝化抑制剂时，应考虑将其与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，减少氮的损失。这样可以有效提高作物的产量和氮素利用效率，同时实现农业生产的可持续发展。

虽然抑制微生物氨氧化以减少N2O排放的研究已有较多报道，但微生物菌剂对NO-3淋失的影响却很少受到关注。在少数以改变硝化作用为目的的研究中，接种微生物增加了硝化作用。例如，Anabaena torulosa、Azotobacter spp.和T. virtuosa菌剂的不同组合提高了菊花根际的潜在硝化速率[43]，接种真菌菌群的盆栽玉米的土壤和渗滤液中NO-3水平也显著升高[44]，这些菌剂的效果高度依赖于土壤和作物品种类型。同一属的微生物对硝化过程可能产生不同的影响，例如，施用枯草芽孢杆菌确实达到了减少氨挥发和氮损失的目标效果，但它也增加了细菌amoA基因的相对丰度，以及硝化菌群的丰度[45]。施用解淀粉芽孢杆菌可降低土壤硝酸盐浓度[35]，含有T. virtuosa的菌群增加了潜在的硝化速率[43]，但与单独施肥相比，同时施用T. viride 和尿素的土壤硝酸盐水平较低[38]。

减少NO-3淋失可以采取的另一种途径是异化硝酸盐还原成铵（DNRA），该过程可将NO-3和NO-2还原为NH+4，允许在土壤生态系统中保留氮。研究表明，DNRA具有节能环保、降低N2O排放、节肥增效以及减少NO-3和NO-2污染的优点，因此越来越受到关注[16]。DNRA在土壤氮素循环中发挥着重要作用，如Pan等[46]考察了干旱农田根际土壤和非根际土壤中硝态氮的异化还原过程，发现DNRA比反硝化过程起主导作用。尽管已发现了许多种具有DNRA功能的微生物，但是鲜有利用纯培养的DNRA微生物控制农田土壤NO-3淋失的报道。目前研究关注较多的是土壤性质、气候因素等环境条件对土壤DNRA的影响，但环境因子对DNRA速率的影响随生态系统的不同表现出较大差异。例如亞热带生态系统中，旱耕地、林地、水田和湿地生态系统中的DNRA速率不同，从大到小依次排序为湿地、旱耕地、水田、林地[16-17]。另外研究发现，大约40%的DNRA微生物携带至少一个反硝化基因，并且显示出较高的N2O生产潜力，证明DNRA微生物在氮循环中的多重作用[47]。

2.4 控制氨挥发

农田氨挥发是土壤氮素循环中氮损失的主要途径之一，我国农田氮肥损失中氨挥发约占11%，而在有利于氨挥发的条件下，氮肥的氨挥发损失率可高达40%～50%[48]。农田土壤氨的产生主要来源于尿素水解和硝酸盐异化还原成铵的这两种过程[49]。尿素是目前使用最多的氮肥，占我国氮肥总量的60%。尿素造成的氨挥发占氮肥施用氨挥发总量的75%。尿素施入土壤后，被微生物等来源的土壤脲酶催化分解产生CO2和NH+4，NH+4和OH-反应产生氨气[49]。土壤脲酶是一类含镍的酰胺键水解酶，其活性位点包含由氨基甲酸酯桥连在一起的两个镍原子。根据脲酶的特点，人们研发了脲酶抑制剂以抑制土壤脲酶活性，从而减缓尿素向NH+4的转化。按照作用方式，脲酶抑制剂的种类主要包括3种：（1）与脲酶的巯基基团反应的化合物，如氢醌、对苯醌等；（2）络合脲酶活性中心的镍原子，如乙酰羟肟酸、乙酰氧肟酸等；（3）与脲酶活性位点结合的竞争

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