郭延軻　趙長盛　劉偉　高新國　李魯震　劉緒振　董亞男

摘要：在我國設(shè)施農(nóng)業(yè)生產(chǎn)快速發(fā)展的形勢下，肥料的高投入量和低利用率的問題亟待解決。氮肥以硝態(tài)氮淋溶、溫室氣體排放的方式釋放到自然環(huán)境中，在影響土壤微生物環(huán)境和碳氮循環(huán)過程的同時，加劇生態(tài)污染。針對氮肥高投入量帶來的設(shè)施農(nóng)業(yè)土壤養(yǎng)分流失問題，了解硝化/脲酶抑制劑和生物炭對設(shè)施土壤微生物及碳氮循環(huán)的影響機制，對維持微生物群落動態(tài)平衡、溫室氣體減排、提高設(shè)施農(nóng)業(yè)生產(chǎn)力具有重要指導意義。本文綜述硝化/脲酶抑制劑、生物炭影響土壤養(yǎng)分循環(huán)的作用機制，對多種抑制劑的現(xiàn)存優(yōu)缺點和生物炭特性進行系統(tǒng)分析，總結(jié)三者近年來在設(shè)施農(nóng)業(yè)中的研究應用進展，包括硝化/脲酶抑制劑和生物炭的單獨施用與聯(lián)合施用對微生物活性、溫室氣體排放、土壤質(zhì)量、作物產(chǎn)量的影響，探究3種物質(zhì)在田間的最佳施用方式及施用量?？紤]到硝化/脲酶抑制劑和生物炭在現(xiàn)階段的應用仍存在局限性，本文在討論新型硝化/脲酶抑制劑發(fā)展現(xiàn)狀的同時，對3種物質(zhì)未來發(fā)展趨勢和使用方法進行展望，以期為硝化抑制劑、脲酶抑制劑、生物炭在設(shè)施農(nóng)業(yè)中的合理應用提供科學依據(jù)。

關(guān)鍵詞：微生物；碳氮排放；硝化抑制劑；脲酶抑制劑；生物炭；設(shè)施土壤

中圖分類號：S153.6+1；S154.3文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）09-0001-11

我國是農(nóng)業(yè)大國，耕地面積經(jīng)過數(shù)十年發(fā)展已達到1.28億hm2，截至2020年溫室大棚栽培面積已有370萬hm2［1］；設(shè)施農(nóng)業(yè)總面積超過400萬hm2，

設(shè)施土壤種植面積逐年遞增，設(shè)施蔬菜產(chǎn)值占全國蔬菜總產(chǎn)值的半數(shù)以上［2］。作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中的重要一環(huán)，施肥對于作物增產(chǎn)增收十分重要，但種植者通常會因為追求高產(chǎn)而大大增加肥料的使用量。20世紀90年代，我國肥料高投入量低利用率的問題開始顯現(xiàn)，多年來農(nóng)業(yè)生產(chǎn)增長率只有33%，肥料使用量增長率高達77%，氮素利用率僅在30%左右［3-4］。

作為土壤系統(tǒng)中的重要組成部分，微生物在維持土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定、促進生物化學過程中起到關(guān)鍵作用［5］。促進土壤養(yǎng)分循環(huán)、溫室氣體排放的硝化和反硝化過程也與微生物密切相關(guān)。碳氮作為土壤系統(tǒng)中最主要的組成元素，對土壤養(yǎng)分保持、溫室氣體排放、內(nèi)部物質(zhì)循環(huán)、作物產(chǎn)量都有直接影響［6］。土壤中氮、碳循環(huán)的過程分別如圖1、圖2所示。設(shè)施土壤長期的氮肥高投入量和低利用率導致土壤養(yǎng)分大量積累，進而破壞微生物群落結(jié)構(gòu)［7］。累積的碳氮元素經(jīng)微生物礦化作用，以NH3、CO2、CH4等形式排入空氣中，引發(fā)碳氮比例失衡［8］。土壤硝態(tài)氮積累過多，還會以硝態(tài)氮淋溶、NH+4、氮氧化物等不同形式進入環(huán)境，不僅污染地下水，更會導致溫室氣體N2O排放量增多［9-10］，造成的環(huán)境問題不容忽視。已有研究表明，在40～50年內(nèi)過量施肥，會導致土壤有機碳出現(xiàn)0.9～5.9 g/kg

的凈損失，這種現(xiàn)象在深層土壤更加明顯［11］。1979年開始的第2次全國土壤普查結(jié)果表明，我國耕地表層超過50%的面積出現(xiàn)無機碳損失現(xiàn)象［12］。此外，設(shè)施土壤過量施肥在提高生產(chǎn)成本的同時，還帶來土壤養(yǎng)分失衡、肥力嚴重下降、板結(jié)現(xiàn)象增多、作物產(chǎn)量降低等各種危害，極大制約了設(shè)施農(nóng)業(yè)的可持續(xù)健康發(fā)展。

我國設(shè)施菜地每年因反硝化過程產(chǎn)生的氮損失量可達45.8 kg/hm2［13］。硝化抑制劑在設(shè)施土壤中通過抑制硝化細菌活性，降低硝態(tài)氮累積，達到減少硝態(tài)氮淋溶和反硝化過程氮損失的目的。脲酶抑制劑對脲酶活性產(chǎn)生抑制作用，延緩尿素水解，進而降低銨態(tài)氮含量，減少設(shè)施土壤中NH3、N2O的排放。生物炭是原材料經(jīng)高溫熱解而成的一類吸附能力較強的富碳物質(zhì)，在設(shè)施土壤中作為改良劑使用，可以產(chǎn)生改善土壤微生物群落結(jié)構(gòu)、增加碳氮養(yǎng)分含量、提高作物養(yǎng)分利用率的效果［14］。鑒于硝化抑制劑、脲酶抑制劑、生物炭對設(shè)施土壤微生物群落和碳氮減排的積極作用，近年來這3種物質(zhì)在農(nóng)業(yè)應用中備受重視，但也存在有效期短、成本高、效果不穩(wěn)定、具有毒副作用等多種問題。本文總結(jié)硝化抑制劑、脲酶抑制劑、生物炭單施或配施對設(shè)施土壤微生物活性、碳氮循環(huán)及作物生長的影響，分析其在土壤中的作用機理，旨在為其在設(shè)施農(nóng)業(yè)中的合理應用提供科學參考。

1 設(shè)施土壤氮肥利用現(xiàn)狀及影響

氮素作為植物發(fā)育不可或缺的元素之一［15］，也是植物內(nèi)部蛋白質(zhì)、核酸、激素的主要組成成分，具有促進植物進行生理代謝的作用，是現(xiàn)代農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中最重要的營養(yǎng)元素。盡管土壤和空氣中存在大量的氮，但其本身具有非常強的穩(wěn)定性，只有少數(shù)植物可以將氮轉(zhuǎn)化為自身可利用的形式［16］。我國農(nóng)田肥料的施用主要以氮肥為主，氮肥的合理施用是增加作物產(chǎn)量和提高土壤肥力的重要舉措之一［17］。由于在生產(chǎn)過程中過于追求產(chǎn)量的提升，氮肥的過度使用現(xiàn)象隨之出現(xiàn)。據(jù)統(tǒng)計，我國2015年耕地養(yǎng)分平均投入量為446 kg/hm2，是世界平均水平的3.6倍［18］，其中設(shè)施菜地的氮肥施入量更是達到 1 500 kg/hm2［19］。有研究表明，溫室菜地氮肥用量是露天菜地的2～5倍［20］。氮肥的高施用量會增加氮素損失的風險。在北京郊區(qū)的設(shè)施菜地，氮素損失量高達施肥量的82%［21］。氮素流失會造成農(nóng)業(yè)面源或點源污染。調(diào)查表明，在丹麥的270條河流中有超過80%的氮來自于農(nóng)業(yè)面源污染［22］。此外，地下水和大氣也因氮素流失而受到不同程度的污染。相對于傳統(tǒng)露天土壤，設(shè)施土壤具有高施肥量、高灌溉量、多茬輪作等特點，特殊的種植模式導致土壤的理化性質(zhì)發(fā)生巨大改變。土壤中未被利用的氮肥經(jīng)過硝化作用被轉(zhuǎn)化成硝酸鹽，因此硝態(tài)氮大量積累，導致土壤質(zhì)量下降進而發(fā)生酸化、鹽漬化問題。較高的設(shè)施土壤溫度也會增加氮素的流失。Keshavarz等研究發(fā)現(xiàn)，當天氣比較溫暖時，50%～60%的氨氮會通過淋溶、揮發(fā)、分解等方式從土壤中流失［23］。

微生物作為土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，其群落動態(tài)平衡對于養(yǎng)分循環(huán)和植物生長發(fā)育至關(guān)重要［24］。由于設(shè)施土壤獨特的耕作施肥方式加上常年多茬輪作，土壤微生物會隨之產(chǎn)生一系列變化。She等的研究結(jié)果表明，長期連作會使土壤微生物種類、群落結(jié)構(gòu)、豐度發(fā)生改變，有益菌減少，病原菌增加，微生物種類、豐度出現(xiàn)失衡，制約設(shè)施農(nóng)業(yè)的健康發(fā)展［25］。氨氧化作為土壤硝化作用的基本過程，對設(shè)施土壤氮循環(huán)有著重要意義。卞碧云在研究氮肥用量對設(shè)施菜地氨氧化微生物影響時發(fā)現(xiàn)，氮肥高用量導致AOA、AOB中的amoA基因豐度顯著降低［26］。土壤微生物量雖然在土壤有機質(zhì)中占比很低，但其對土壤碳氮養(yǎng)分循環(huán)有著重要作用。通常來說，微生物生物量碳和氮含量較高時，土壤質(zhì)量也相應較好。王靜等研究發(fā)現(xiàn)，在黃棕壤土中長期施用氮肥會降低微生物的生物量碳和氮含量［27］。但也有研究表明，氮肥施用會增加堿性土壤中微生物生物量碳和氮的含量［28］。

土壤溫室氣體排放與施肥量息息相關(guān)。目前有關(guān)氮肥對溫室氣體CH4排放量影響的研究較為復雜，以稻田生態(tài)系統(tǒng)為例，加入氮肥有利于作物生長發(fā)育，提升作物CH4運輸速率，抑制土壤中CH4氧化，進而增加CH4排放；相反的是，CH4、銨態(tài)氮的存在可能會促進CH4氧化菌生長和CH4氧化，進而降低CH4排放［29］。已有研究表明，N2O的排放量與氮肥施用量之間存在指數(shù)關(guān)系［30］。何閃閃等的研究結(jié)論與該看法一致，發(fā)現(xiàn)設(shè)施菜地N2O的排放量隨施肥量的增加而提升［31］。為此，減少氮肥用量或者配施硝化抑制劑、脲酶抑制劑，可以降低土壤硝化和反硝化過程中N2O的產(chǎn)生量［32］。近年來施用生物炭也被認為是溫室氣體減排的一種有效手段，許多學者將生物炭與氮肥聯(lián)合使用，應用于設(shè)施土壤以研究對硝化和反硝化微生物群落的影響。

2 硝化抑制劑對設(shè)施土壤微生物及碳氮循環(huán)的影響

2.1 硝化抑制劑概念及作用機理

硝化抑制劑是一類能夠?qū)ν寥老趸毦任⑸锘钚援a(chǎn)生抑制作用的化合物，進而抑制土壤硝化、反硝化過程，延長銨態(tài)氮在土壤中停留的時間，提高肥料氮利用效率，降低施氮對氣候和環(huán)境的不利影響［33］。自從20世紀50年代美國開始研究人工合成硝化抑制劑以來，到以吡唑、吡啶、嘧啶、酰胺類化合物為主的化學合成硝化抑制劑的開發(fā)應用［34］，發(fā)現(xiàn)具有氮肥增效作用的物質(zhì)已超過百種［35］。然而在實際農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中，僅有雙氰胺（DCD）、2-氯-6-三氯甲基吡啶（CP）、3，4-二甲基吡唑磷酸鹽（DMPP）這3種硝化抑制劑得到了廣泛應用［36-37］。常見硝化/脲酶抑制劑的主要特點見表1。

2.2 硝化抑制劑應用于設(shè)施農(nóng)業(yè)的研究進展

鑒于硝化抑制劑具有延緩土壤中銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化的作用，國內(nèi)外學者已經(jīng)開始將硝化抑制劑應用于設(shè)施土壤，來減輕土壤氮素流失和肥力下降的現(xiàn)狀，探討其在土壤中的作用機理。Duff等研究發(fā)現(xiàn)，尿素和DCD共同使用，氮循環(huán)微生物功能和群落豐度不受肥料和抑制劑影響，當DCD抑制尿素時，amoA基因豐度降低［45］。Li等研究指出，相比于單獨使用尿素，在尿素中加入1%施氮量的DMPP，可使氨氧化菌群的數(shù)量、硝酸鹽還原酶及亞硝酸鹽還原酶的活性明顯降低，但亞硝酸鹽氧化細菌數(shù)量、羥胺還原酶活性幾乎不受DMPP影響［46］。

農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中產(chǎn)出的溫室氣體主要包括N2O、CO2、CH4，在集約化種植的設(shè)施土壤中，3種氣體的排放更為突出。王凌等對設(shè)施菜地氮源氣體排放的研究結(jié)果表明，相比于只進行常規(guī)施肥，增施DCD可以使氮氧化物排放量減少76.5%，N2O排放量減少28.4%［47］。Zhang等的研究則與之相反，指出DCD的添加不影響集約化農(nóng)業(yè)N2O的排放，但另一種硝化抑制劑CP對N2O的排放量有明顯抑制作用［48］。李寶石等在研究施用DMPP對日光溫室黃瓜根區(qū)N2O、CO2排放的影響時發(fā)現(xiàn)，加入DMPP可以明顯降低黃瓜根區(qū)N2O的累積排放量，并在土壟配施DMPP試驗中表現(xiàn)出比單獨土壟試驗設(shè)計更低的CO2排放量，后者是前者排放量的1.4倍［49］。Weiske等的研究也同樣表明，施用DMPP會降低CO2、CH4的排放量［50］。NH3作為大氣中僅有的堿性氣體，對霧霾、酸雨的形成起到重要作用［51］。Asing等的研究表明，相較于無DCD，添加DCD處理的NH3排放量增加58%［52］。許紀元等研究發(fā)現(xiàn)，在氮肥不同施加量基礎(chǔ)上添加CP，設(shè)施番茄土壤氨揮發(fā)量分別增加178.6%、83.7%［53］，這表明氨揮發(fā)的風險有所增加，同時氮素的損失量減少。

設(shè)施土壤長期高量施加氮肥，迫使土壤出現(xiàn)酸化和鹽漬化，并導致作物產(chǎn)量降低。張昊青等研究發(fā)現(xiàn)，在酸性紅壤中添加石灰并增施DCD，可以提高土壤的pH值，減緩土壤酸化，由于在酸性條件下DCD對AOA、AOB有抑制作用，DCD和石灰結(jié)合使用還可以抑制硝化過程進行［54］。喬國慶等在次生鹽漬化農(nóng)田添加硝化抑制劑后，發(fā)現(xiàn)棉花抗鹽性增強，硝酸鹽含量降低，各處理的產(chǎn)量平均增加5.6%［55］。黃東風等的研究表明，添加硝化抑制劑白菜產(chǎn)量的增幅為6.1%～28.6%［56］。Ren等研究發(fā)現(xiàn)，在淹水夏玉米種植期間，CP的加入最高可使夏玉米產(chǎn)量提升33.0%，有效緩解水分過多對氮積累、干物質(zhì)積累量的負面影響［57］。這或許可為高灌溉量設(shè)施農(nóng)業(yè)增產(chǎn)提效提供參考。但目前應用硝化抑制劑之后，作物的增產(chǎn)效果并不穩(wěn)定。Frye等研究則認為，DCD的加入對于美國小麥產(chǎn)量沒有影響，而施用DCD后棉花的產(chǎn)量有時增多有時減少［58］。因此，不同種類抑制劑在不同環(huán)境下的應用效果還需進一步研究。

2.3 生物硝化抑制劑

在設(shè)施土壤中，由于較高的溫度和灌溉水量，會縮短硝化抑制劑半衰期從而降低其有效性［59］，對于作物增產(chǎn)效果難以保證。在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)實際應用中，化學合成硝化抑制劑受溫度、pH值等環(huán)境因子以及施肥、灌溉等農(nóng)業(yè)管理措施影響較大，存在難以規(guī)模應用、威脅環(huán)境和食品安全、具有毒性、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)成本高等缺點［38，60-61］，限制硝化抑制劑的進一步應用。為此需要研發(fā)有效抑制硝化作用且環(huán)境友好的產(chǎn)品，比如生物硝化抑制劑。

從1966年研究者發(fā)現(xiàn)草地、森林土壤可以減緩硝化速率［62］，到2006年提出生物硝化抑制劑概念［63］，這期間陸續(xù)發(fā)現(xiàn)十字花科植物、云杉、石榴種子等均可以提取出在硝化抑制過程中起關(guān)鍵作用的成分［64-66］。精準釋放和環(huán)境友好，是生物硝化抑制劑相比于傳統(tǒng)硝化抑制劑所體現(xiàn)出的優(yōu)點，同時具備氮素增效、碳氮減排、作物增產(chǎn)的應用潛力［40］。雖然生物硝化抑制劑的研究仍處于起步階段，但已有研究者從水稻根系中提取出脂肪醇類化合物 1，9-癸二醇，且其試驗效果要優(yōu)于常用的化學硝化抑制劑DCD［39］。除1，9-癸二醇之外，關(guān)于對羥基苯丙酸甲酯、高粱醌、水黃皮素等從植物中分離提取出的生物硝化抑制劑的研究已逐步開始。在硝化抑制劑未來的研究過程中，應積極探索重要作物可提取出的生物硝化抑制劑類型，發(fā)揮生物硝化抑制劑來源廣泛的優(yōu)勢，深入探究生物硝化抑制劑的作用機理，盡早展開規(guī)模化設(shè)施農(nóng)田應用研究。

3 脲酶抑制劑對設(shè)施土壤微生物及碳氮循環(huán)的影響

3.1 脲酶抑制劑概念及作用機理

土壤脲酶對尿素具有水解作用，可以將土壤中酰胺態(tài)氮轉(zhuǎn)化為銨［67］，導致土壤pH值升高的同時產(chǎn)生NH3，造成氮損失。脲酶抑制劑能夠降低土壤中脲酶的活性，延緩酰胺態(tài)氮轉(zhuǎn)化為NH+4-N的速度，抑制NH+4-N向NO-3-N轉(zhuǎn)化，降低土壤中硝酸鹽的積累，進而減少N2O的排放［68］。在眾多脲酶抑制劑類型中，N-丁基硫代磷酰三胺（NBPT）是唯一一個商業(yè)規(guī)?；瘧们倚瘦^高的脲酶抑制劑。NBPT對脲酶活性沒有直接抑制作用，脲酶的活性位點由氨基甲酸酯橋相連接的2個Ni原子組成，NBPT則是通過在有氧條件下轉(zhuǎn)化為NBPTO，通過NBPTO這種氧化產(chǎn)物來阻斷脲酶活性位點，降低尿素水解速率［69］，提高尿素的利用率。除NBPT外，脲酶抑制劑還有苯二酚（HQ）、苯基磷酰二胺（PPD）等多種類型，但這些硝化抑制劑受土壤pH值和脲酶活性的影響較大，亦或者本身存在易分解等缺點［43］，難以同NBPT一樣形成規(guī)?；瘧谩?/p>

3.2 脲酶抑制劑應用于設(shè)施農(nóng)業(yè)的研究進展

作為氮素損失的重要途徑，土壤硝化和反硝化作用是緊密相連的2個過程。在硝化和反硝化過程中，AOA、AOB等微生物起到關(guān)鍵作用。國內(nèi)外許多學者對微生物與脲酶抑制劑之間交互響應作用進行了研究，但沒有得出相一致的結(jié)論。Duff等的研究均表明，沒有發(fā)現(xiàn)NBPT對土壤中細菌、真菌等微生物群落結(jié)構(gòu)、豐度或者原核生物的組成、多樣性產(chǎn)生影響［45，70］。Xi等研究也同樣認為，脲酶抑制劑對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)、豐度沒有明顯影響［71］。Li等的研究結(jié)果則與之相反，認為添加NBPT的處理其ureC基因豐度顯著高于對照［72］。張文學等研究發(fā)現(xiàn)，在尿素基礎(chǔ)上施加1%NBPT，對AOA、AOB、反硝化細菌群落結(jié)構(gòu)、豐度沒有明顯影響［73］。這說明NBPT在延緩尿素水解的同時對土壤生態(tài)環(huán)境是相對安全的，可為設(shè)施農(nóng)業(yè)減氮增效提供有益參考。Castellano-Hinojosa等研究則發(fā)現(xiàn)，相比于單獨使用尿素，尿素配施NBPT處理下細菌、古菌的豐度有所下降，但與不施肥控制相比沒有變化，并且沒有觀察到NBPT對微生物群落功能的影響，包括微生物參與硝化或反硝化過程的能力［74］。

作為當前較熱門的脲酶抑制劑，NBPT對于尿素利用率的提升、土壤溫室氣體的減排、作物生長的幫助，是評價其實際作用效果的重要標準。楊夢遠在研究尿素配施NBPT對設(shè)施菜地N2O、NH3排放強度的影響時發(fā)現(xiàn)，尿素配施NBPT處理下設(shè)施菜地累計活性氣態(tài)氮排放量減少24.0%（P＜0.05），小白菜生長期NH3的累計排放量顯著降低（P＜0.05），但對其產(chǎn)量沒有明顯促進作用［75］。據(jù)統(tǒng)計，相較于單一使用尿素，添加NBPT可以減少53% 的NH3損失，作物約增產(chǎn)6%［76］。劉燦玉等在研究氮肥減量配施NBPT對大蒜產(chǎn)量的影響時發(fā)現(xiàn)，在氮肥減量20%的情況下，配施總氮用量0.5% NBPT比常規(guī)施肥增產(chǎn)15.1%［41］。串麗敏等通過溫室內(nèi)盆栽試驗，發(fā)現(xiàn)當NBPT添加量為純氮用量的0.5%～2.5%范圍內(nèi)時，可以降低油菜體內(nèi) 4.2%～32.6%的硝酸鹽含量，并且油菜的生物產(chǎn)量提升 28.3%～33.7%［77］。Rawluk等的研究表明，當脲酶抑制劑NBPT用量小于0.5%時，氨揮發(fā)量與NBPT用量呈負相關(guān)［42］。因此，為保證設(shè)施農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展，應進一步在設(shè)施農(nóng)田中展開NBPT使用方法與施用量的研究，從而提高肥料利用率，減少氮損失。

3.3 新型脲酶抑制劑的發(fā)展趨勢

盡管NBPT得到廣泛應用，但其毒副作用存在爭議、成本高昂等劣勢已經(jīng)阻礙了NBPT更大規(guī)模的應用［78］。針對這些問題，眾多學者掀起研發(fā)新型脲酶抑制劑的熱潮，主要研究思路是借助Schiff堿有機小分子、無機金屬鹽等作為分子建筑塊單元，憑借多種協(xié)同配體的基團修飾、靈活調(diào)控、活性篩選等方法，構(gòu)造出具有2個活性位點的新型脲酶抑制劑［44，79］，又稱第4類脲酶抑制劑。現(xiàn)階段新型脲酶抑制劑已經(jīng)具備良好的抗癌抗菌能力、較強的金屬離子配位能力、毒副作用小等優(yōu)勢。陳仙仙等利用新型脲酶抑制劑Schiff堿銅配合物與肥料配施，研究其對油菜生長及土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響，結(jié)論表明這類新型脲酶抑制劑可以抑制土壤中銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化，氮肥利用率平均提升68.0%，可降低油菜體內(nèi)38.8%～50.8%硝酸鹽含量；研究同時表明，這類新型脲酶抑制劑施入量占純氮施入量1%時，效果最佳［80］。當前新型脲酶抑制劑已經(jīng)有硫脲類、磷酰胺類、磺酰胺類、金屬配合物等多種類型［81］，但總體來看有關(guān)新型脲酶抑制劑的研究報道較少，其使用后對土壤環(huán)境和肥力的影響暫無統(tǒng)一定論，在設(shè)施土壤中的應用也亟待進一步探究。

4 生物炭對設(shè)施土壤微生物及碳氮循環(huán)的影響

4.1 生物炭概念及作用機理

生物炭是指在缺氧或無氧條件下，通過熱裂解而形成的一類富碳物質(zhì)［82］，生物炭具有比表面積較大、孔隙較大、官能團多樣、含碳量豐富等特質(zhì)［83-84］，同時含有植物生長所需的氮、磷、鉀等養(yǎng)分。這些理化性質(zhì)可以幫助土壤持水保肥，提高營養(yǎng)物質(zhì)利用率從而減少土壤的氮素損失，改善土壤微生物生存環(huán)境，進而提高作物品質(zhì)和產(chǎn)量，并有緩解連作障礙的效果［85］。當前生物炭常用制備材料有小麥、水稻、玉米等農(nóng)田作物秸稈，果木、花生殼、核桃殼等農(nóng)林廢棄物，以及動物糞便等有機物質(zhì)［86］，其性質(zhì)詳見表2?？傮w來說，生物炭的使用對綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展意義重大，未來對于緩解設(shè)施農(nóng)業(yè)連作障礙及固碳減排的應用前景十分廣闊。

4.2 生物炭應用于設(shè)施農(nóng)業(yè)的研究進展

Chen等研究認為，菜地土壤常年處于干濕交替狀態(tài)，對于硝化作用的促進將會更加明顯［94］，這與施振香的研究結(jié)果一致，設(shè)施菜地土壤中硝化細菌數(shù)量明顯高于傳統(tǒng)露天土壤，故硝化作用更加強烈［95］。王先芳在研究花生殼生物炭對設(shè)施土壤硝化作用[JP+1]及微生物的影響時發(fā)現(xiàn)，在施加200 kg/hm2尿素的基礎(chǔ)上分別添加0.5%、1.5%、4.0%生物炭，土壤中AOA amoA基因的豐度增加26.3%～40.2%，AOB amoA基因的豐度增加48.9%～53.3%，AOB群落發(fā)生改變，微生物生存環(huán)境得到改善［88］。真菌作為在土壤中廣泛存在的微生物，對土壤中碳循環(huán)發(fā)揮重要作用。王雪玉等在日光溫室內(nèi)研究發(fā)現(xiàn)，不同年限的連作土壤加入玉米秸稈生物炭后，土壤中真菌菌群的豐度和多樣性得到提升；在種植1年的土壤中，生物炭處理后真菌物種等級最高，在連續(xù)種植20年的土壤中，物種數(shù)量和豐度最高［96］。亞硝酸鹽氧化作為硝化作用的重要步驟，硝化桿菌、硝化螺菌在其中發(fā)揮著重要作用。Wang等研究發(fā)現(xiàn)，氮肥配施生物炭之后，硝化桿菌的群落結(jié)構(gòu)和豐度得到改善［97］。

氮素流失、碳氮排放是設(shè)施土壤較為嚴重的問題，研究生物炭使用后對土壤氮轉(zhuǎn)移、碳循環(huán)的影響至關(guān)重要。王耀等研究發(fā)現(xiàn)，0～20 cm土層施加生物炭后，設(shè)施大棚內(nèi)土壤硝態(tài)氮的含量顯著高于常規(guī)施肥處理，添加生物炭能夠有效抑制不同土層硝態(tài)氮、銨態(tài)氮的淋失，但效果會隨著土層深入而逐漸減弱［98］。Wang等研究發(fā)現(xiàn)，生物炭能夠提升土壤大團聚體中的碳儲存量，增強對土壤有機質(zhì)的保護，抑制有機碳礦化作用進而減少CO2排放［99］。相反的是，另有研究指出生物炭會促進土壤有機物分解、提高土壤微生物活性進而增加CO2排放［100］。設(shè)施土壤常年連作及過量施肥，引發(fā)土壤鹽漬化現(xiàn)象不斷出現(xiàn)，鹽漬化會破壞土壤團聚體結(jié)構(gòu)，導致土壤出現(xiàn)耕作層變淺、板結(jié)現(xiàn)象嚴重等一系列問題。She等的研究表明，生物炭擁有出色的吸附和離子交換能力，可以讓其在設(shè)施土壤鹽漬化改善過程中發(fā)揮重要作用［100］。農(nóng)明英等在探究外源有機物質(zhì)對次生鹽漬化大棚土壤改良效果時發(fā)現(xiàn)，生物炭單獨使用時能夠最大程度地降低土壤容重，提高土壤孔隙度進而對鹽漬化大棚土壤產(chǎn)生改良效果［101］。

生物炭除了對土壤碳氮循環(huán)和理化性質(zhì)產(chǎn)生作用之外，適量施用還可以提升作物的品質(zhì)和產(chǎn)量。Lu等研究指出，生物炭添加可以減小番茄青枯病的發(fā)生率，該效果的實現(xiàn)就是依靠生物炭對土壤青枯病病原菌的抑制作用［87］。孫向春等研究發(fā)現(xiàn)，當生物炭添加量為9 t/hm2時，玉米產(chǎn)量要比常規(guī)施肥增加2.50%［102］。Huang等的研究結(jié)果表明，生物炭可使小麥葉片維持較低鈉鉀比和較高含水量，促進小麥光合作用，達到增產(chǎn)效果［92］。Liu等研究指出，當生物炭添加量大于80 t/hm2時，將會導致作物減產(chǎn)［103］。

4.3 生物炭發(fā)展前景

生物炭具有綠色環(huán)保和可再生的優(yōu)勢，與設(shè)施農(nóng)業(yè)健康發(fā)展的要求相適配；出于環(huán)境保護和降低成本角度考慮，未來應加大生物炭回收再利用力度。而當前生物炭的主要應用類型如前文所述，伴隨著研究漸漸深入和不斷實踐，諸如生物炭負載納米材料、含持久性自由基生物炭、改性生物炭等各種新型生物炭也相繼問世。除此之外，今后還應繼續(xù)研究開發(fā)以農(nóng)林廢棄物為制備材料的新型生物炭，依托各地特色農(nóng)林廢棄物，大力發(fā)展綠色農(nóng)業(yè)。目前生物炭在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的應用多集中在短期試驗研究，對于土壤理化性質(zhì)和作物生長影響的研究較多，但關(guān)于對微生物群落和碳氮循環(huán)過程的影響研究較少。由于微生物群落和豐度的改變以及碳氮循環(huán)是一個長期作用過程，今后的研究應更多關(guān)注生物炭在田間生產(chǎn)中的長期作用效果，及其對土壤和作物產(chǎn)生影響的深層作用機理［104］。

5 硝化/脲酶抑制劑與生物炭聯(lián)合施用的研究進展

鑒于硝化抑制劑單獨使用會增加NH3的排放風險［105］，許多研究開始關(guān)注硝化抑制劑和脲酶抑制劑的配合使用效果。Zhang等的研究表明，在氮肥減量30%的基礎(chǔ)上配施NBPT、DMPP，可增加土壤肥力、提高玉米產(chǎn)量、減少溫室氣體產(chǎn)出［106］。曾科等的研究也同樣表明，在施氮量減少25%、50%肥料基施改深施的情況下配施NBPT、MHPP，可以顯著減少稻田NH3的揮發(fā)和N2O的排放［107］。硝化抑制劑和脲酶抑制劑對于土壤微生物的影響也應納入考察范圍之中。Dong等通過6年研究發(fā)現(xiàn)，DCD、HQ聯(lián)合使用對于土壤氨氧化微生物存在抑制效果，但長期使用下不會對反硝化基因豐度產(chǎn)生影響［108］。同為土壤中常用的外源添加物質(zhì)，相比于2種抑制劑，生物炭具有更強的吸附能力；有研究表明生物炭可以在土壤中吸附硝化抑制劑，從而延長抑制劑作用效果［109］。劉鈺瑩等在研究酸性和中性水稻土中氮素轉(zhuǎn)化和氮肥利用率時發(fā)現(xiàn)，DMPP和生物炭配施相比于單施DMPP降低了AOB的豐度，DMPP配施500 ℃玉米秸稈生物炭，明顯提高了中性土壤中氮肥利用效率和籽粒產(chǎn)量［89］。關(guān)于硝化抑制劑、脲酶抑制劑與生物炭配施對土壤溫室氣體減排的影響，Kong等的研究發(fā)現(xiàn)，生物炭與硝化抑制劑DMPP配施可以減緩N2O排放［110］。對于脲酶抑制劑，Dawar等的研究表明，生物炭配施NBPT相比于單施生物炭，能夠明顯降低NO-3-N的含量，抑制反硝化菌活性，使得N2O排放量低于單施生物炭處理［111］。

硝化抑制劑、脲酶抑制劑、生物炭中單一物質(zhì)對土壤微生物和碳氮排放的影響已有較多研究，為了形成優(yōu)劣勢互補，硝化抑制劑與脲酶抑制劑、硝化抑制劑與生物炭、脲酶抑制劑與生物炭的配施研究也已經(jīng)逐步深入，但關(guān)于3種物質(zhì)聯(lián)合施用對設(shè)施土壤影響的研究仍相對較少，且研究結(jié)果沒有形成統(tǒng)一結(jié)論。He等研究發(fā)現(xiàn)，生物炭與DCD、HQ聯(lián)合使用，可以有效抑制CH4的排放［112］。但陶甄等通過CP、NBPT和生物炭聯(lián)合施用試驗，所得出的研究結(jié)論與之不同；雖然CP+NBPT的組合對溫室氣體排放產(chǎn)生了很好的抑制效果，但是3種物質(zhì)聯(lián)合施用對于抑制溫室氣體排放沒有表現(xiàn)出協(xié)同抑制作用［90］?？赡苁且驗樗x抑制劑種類及當時當?shù)卦囼灄l件的不同，造成了兩者研究結(jié)果的差異。黃佳佳等在研究3種物質(zhì)配施對亞熱帶水稻土的影響時發(fā)現(xiàn)，生物炭、DMPP、NBPT配施較單施尿素處理N2O累計排放量下降38.1%，但3種物質(zhì)配施無論對于土壤理化性質(zhì)，亦或是對于氣體排放和微生物影響，相較于硝化和脲酶抑制劑，生物炭和抑制劑處理都顯得效果不佳［91］。Lan等通過研究生物硝化抑制劑MHPP與NBPT、生物炭配施效果得出，3種物質(zhì)共同使用可以減少鈣質(zhì)水稻土中氨揮發(fā)、N2O排放和氮損失，其中MHPP、NBPT雙抑制劑共同使用時的作用效果最佳［113］。總體來說，研究硝化抑制劑、脲酶抑制劑、生物炭配施對土壤和作物的作用效果是未來發(fā)展趨勢之一，尤其是在設(shè)施農(nóng)業(yè)領(lǐng)域方面應擴大展開對于3種物質(zhì)配施效果的研究，探求硝化抑制劑、脲酶抑制劑與生物炭配施的可能性和效果，從而助力設(shè)施農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展。

6 結(jié)語與展望

設(shè)施農(nóng)業(yè)高溫、高施肥、多茬輪作等特點，造就設(shè)施土壤酸化、氮素大量積累、微生物群落結(jié)構(gòu)和豐度失調(diào)、溫室氣體排放量大的不利現(xiàn)狀。此外，設(shè)施農(nóng)業(yè)作為我國蔬菜供應的重要一環(huán)，氮肥的長期高量投入對其危害甚大，土壤連作障礙現(xiàn)象頻發(fā)，阻礙設(shè)施農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展。提高氮肥利用效率，探究硝化抑制劑、脲酶抑制劑和生物炭在其中的合理應用，研發(fā)環(huán)境友好型氮肥增效劑是設(shè)施農(nóng)業(yè)發(fā)展過程中的關(guān)鍵舉措。

現(xiàn)階段關(guān)于硝化抑制劑、脲酶抑制劑、生物炭在各類土壤中的應用研究較多，但主要形式是依靠短期田間試驗或?qū)嶒炇遗柙耘囵B(yǎng)，并且三者之間配施對設(shè)施土壤微生物活性和碳氮排放的影響研究較少。因此，未來研究應從以下3個方面展開：一是研究硝化抑制劑、脲酶抑制劑和生物炭配施對設(shè)施土壤微生物和碳氮循環(huán)影響的深層作用機理，以及3種物質(zhì)在土壤中的交互響應作用；二是尋找3種物質(zhì)與肥料在土壤中最佳施用量，提高肥料利用率的同時減少碳氮排放，實現(xiàn)降本增效，助力設(shè)施農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展建設(shè)與應用；三是加大新型抑制劑的研發(fā)力度，進一步提高硝化抑制劑、脲酶抑制劑和生物炭在設(shè)施農(nóng)業(yè)中的實際作用。

參考文獻：

［1］陸文蔚，徐逍瑤，張麗雯. 植物促生菌對設(shè)施土壤氮循環(huán)細菌群落及小白菜生長的影響［J］. 上海農(nóng)業(yè)學報，2023，39（1）：1-8.

［2］田 恬，田永強，高麗紅. 設(shè)施菜田土壤質(zhì)量研究進展［J］. 中國蔬菜，2021（10）：35-44.

［3］國家統(tǒng)計局. 中國統(tǒng)計年鑒［M］. 北京：中國統(tǒng)計出版社，2016.

［4］佘映軍，李 平，白芳芳，等. 地下水埋深與施氮水平對夏玉米生長及硝態(tài)氮量的影響［J］. 灌溉排水學報，2021，40（4）：22-28.

［5］Kappler A，Bryce C，Mansor M，et al. An evolving view on biogeochemical cycling of iron［J］. Nature Reviews Microbiology，2021，19：360-374.

［6］Suseela V，Conant R T，Wallenstein M D，et al. Effects of soil moisture on the temperature sensitivity of heterotrophic respiration vary seasonally in an old-field climate change experiment［J］. Global Change Biology，2012，18（1）：336-348.

［7］Sun J T，Pan L L，Zhan Y，et al. Contamination of phthalate esters，organochlorine pesticides and polybrominated diphenyl ethers in agricultural soils from the Yangtze River Delta of China［J］. Science of the Total Environment，2016，544：670-676.

［8］Zeng G C，Yu K，Li J Y，et al. Heavy metal accumulation and release risks in sediments from groundwater–river water interaction zones in a contaminated river under restoration［J］. ACS Earth and Space Chemistry，2020，4（12）：2391-2402.

［9］Yang Y Y，Liu L，Zhang F，et al. Enhanced nitrous oxide emissions caused by atmospheric nitrogen deposition in agroecosystems over China［J］. Environmental Science and Pollution Research，2021，28（12）：15350-15360.

［10］Zhao Z，Cao L K，Deng J，et al. Modeling CH4 and N2O emission patterns and mitigation potential from paddy fields in Shanghai，China with the DNDC model［J］. Agricultural Systems，2020，178：102743.

［11］Khan S A，Mulvaney R L，Ellsworth T R，et al. The myth of nitrogen fertilization for soil carbon sequestration［J］. Journal of Environmental Quality，2007，36（6）：1821-1832.

［12］Wu H B，Guo Z T，Gao Q，et al. Distribution of soil inorganic carbon storage and its changes due to agricultural land use activity in China［J］. Agriculture，Ecosystems and Environment，2009，129（4）：413-421.

［13］倪玉雪，趙夢強，周曉麗，等. 硝化抑制劑對設(shè)施菜田土壤N2O和CO2排放及蔬菜產(chǎn)量品質(zhì)的影響［J］. 福建農(nóng)業(yè)學報，2022，37（3）：381-389.

［14］張功臣，王 波，秦玉紅，等. 生物炭在設(shè)施蔬菜生產(chǎn)中的應用研究進展［J］. 中國蔬菜，2021（6）：20-26.

［15］Pinton R，Tomasi N，Zanin L. Molecular and physiological interactions of urea and nitrate uptake in plants［J］. Plant Signaling & Behavior，2016，11（1）：e1076603.

［16］Galembeck F，Galembeck A，Santos L. NPK：essentials for sustainability［J］. Química Nova，2019，42（10）：1199-1207.

［17］Wu L H，Li H，Luo Y M，et al. Nutrients can enhance phytoremediation of copper-polluted soil by Indian mustard［J］. Environmental Geochemistry and Health，2004，26（2/3）：331-335.

［18］van Wesenbeeck C F A，Keyzer M A，van Veen W C M，et al. Can Chinas overuse of fertilizer be reduced without threatening food security and farm incomes？［J］. Agricultural Systems，2021，190：103093.

［19］Song X Z，Zhao C X，Wang X L，et al. Study of nitrate leaching and nitrogen fate under intensive vegetable production pattern in Northern China［J］. Comptes Rendus Biologies，2009，332（4）：385-392.

［20］Ti C P，Luo Y X，Yan X Y. Characteristics of nitrogen balance in open-air and greenhouse vegetable cropping systems of China［J］. Environmental Science and Pollution Research International，2015，22（23）：18508-18518.

［21］Guo R Y，Nendel C，Rahn C，et al. Tracking nitrogen losses in a greenhouse crop rotation experiment in North China using the EU-Rotate_N simulation model［J］. Environmental Pollution，2010，158（6）：2218-2229.

［22］Bouraoui F，Grizzetti B. Long term change of nutrient concentrations of rivers discharging in European seas［J］. Science of the Total Environment，2011，409（23）：4899-4916.

［23］Keshavarz A R，Lin R，Mohammed Y A，et al. Agronomic effects of urease and nitrification inhibitors on ammonia volatilization and nitrogen utilization in a dryland farming system：field and laboratory investigation［J］. Journal of Cleaner Production，2018，172：4130-4139.

［24］Garbeva P，van Veen J A，van Elsas J D. Microbial diversity in soil：selection microbial populations by plant and soil type and implications for disease suppressiveness［J］. Annual Review of Phytopathology，2004，42：243-270.

［25］She S Y，Niu J J，Zhang C，et al. Significant relationship between soil bacterial community structure and incidence of bacterial wilt disease under continuous cropping system［J］. Archives of Microbiology，2017，199（2）：267-275.

［26］卞碧云. 氮肥用量對設(shè)施栽培蔬菜土壤氨氧化微生物及氨氧化作用的影響［D］. 南京：南京師范大學，2013：32-42.

［27］王 靜，王 磊，劉耀斌，等. 長期施氮肥對黃棕壤微生物生物性狀的影響及其調(diào)控因素［J］. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報（中英文），2021，29（5）：833-843.

［28］Liu C J，Gong X W，Dang K，et al. Linkages between nutrient ratio and the microbial community in rhizosphere soil following fertilizer management［J］. Environmental Research，2020，184：109261.

［29］許 欣，陳 晨，熊正琴. 生物炭與氮肥對稻田甲烷產(chǎn)生與氧化菌數(shù)量和潛在活性的影響［J］. 土壤學報，2016，53（6）：1517-1527.

［30］Kim D G，Hernandez-Ramirez G，Giltrap D. Linear and nonlinear dependency of direct nitrous oxide emissions on fertilizer nitrogen input：a meta-analysis［J］. Agriculture，Ecosystems and Environment，2013，168：53-65.

［31］何閃閃，王 雷，李阿南，等. 設(shè)施菜地N2O釋放特征及其土壤環(huán)境影響因素［J］. 能源環(huán)境保護，2015，29（6）：40-43.

［32］Ma Y C，Sun L Y，Zhang X X，et al. Mitigation of nitrous oxide emissions from paddy soil under conventional and no-till practices using nitrification inhibitors during the winter wheat-growing season［J］. Biology and Fertility of Soils，2013，49（6）：627-635.

［33］孫愛文，石元亮，張德生，等. 硝化/脲酶抑制劑在農(nóng)業(yè)中的應用［J］. 土壤通報，2004，35（3）：357-361.

［34］俞巧鋼，殷建禎，馬軍偉，等. 硝化抑制劑DMPP應用研究進展及其影響因素［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2014，33（6）：1057-1066.

［35］張 芳，屈素齋. 硝化抑制劑和脲酶抑制劑在高溫堆肥中的應用研究進展［J］. 磷肥與復肥，2022，37（6）：14-17，30.

［36］張忠慶，高 強. 硝化抑制劑2-氯-6-三氯甲基吡啶在農(nóng)業(yè)中應用研究進展及其影響因素［J］. 中國土壤與肥料，2022（4）：249-258.

［37］Di H J，Cameron K C. Ammonia oxidisers and their inhibition to reduce nitrogen losses in grazed grassland：a review［J］. Journal of the Royal Society of New Zealand，2018，48（2/3）：127-142.

［38］張文學. 生化抑制劑對稻田氮素轉(zhuǎn)化的影響及機理［D］. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學院，2014：11-12.

［39］Sun L，Lu Y F，Yu F W，et al. Biological nitrification inhibition by rice root exudates and its relationship with nitrogen-use efficiency［J］. New Phytologist，2016，212（3）：646-656.

［40］陸玉芳，施衛(wèi)明. 生物硝化抑制劑的研究進展及其農(nóng)業(yè)應用前景［J］. 土壤學報，2021，58（3）：545-557.

［41］劉燦玉，樊繼德，陸信娟，等. 添加NBPT下氮肥減施對大蒜生長、產(chǎn)量及品質(zhì)的影響［J］. 山東農(nóng)業(yè)大學學報（自然科學版），2020，51（3）：398-402，437.

［42］Rawluk C D L，Grant C A，Racz G J. Ammonia volatilization from soils fertilized with urea and varying rates of urease inhibitor NBPT［J］. Canadian Journal of Soil Science，2001，81（2）：239-246.

［43］焦衛(wèi)平，周鵬程，劉曉波，等. 氮肥抑制劑在肥料中的應用［J］. 磷肥與復肥，2022，37（9）：22-25.

［44］黃兆瑋，董 磊，王趁義，等. 新型脲酶抑制劑對土壤脲酶活性和土壤微生物量的影響［J］. 中國水土保持科學（中英文），2021，19（5）：99-105.

［45］Duff A M，F(xiàn)orrestal P，Ikoyi I，et al. Assessing the long-term impact of urease and nitrification inhibitor use on microbial community composition，diversity and function in grassland soil［J］. Soil Biology and Biochemistry，2022，170：108709.

［46］Li H，Liang X Q，Chen Y X，et al. Effect of nitrification inhibitor DMPP on nitrogen leaching，nitrifying organisms，and enzyme activities in a rice-oilseed rape cropping system［J］. Journal of Environmental Sciences，2008，20（2）：149-155.

［47］王 凌，張國印，劉孟朝，等. 硝化抑制劑和肥料減施對減少設(shè)施菜田氮源氣體排放及與微生物功能基因的互作［J］. 華北農(nóng)學報，2021，36（2）：196-203.

［48］Zhang M，F(xiàn)an C H，Li Q L，et al. A 2-yr field assessment of the effects of chemical and biological nitrification inhibitors on nitrous oxide emissions and nitrogen use efficiency in an intensively managed vegetable cropping system［J］. Agriculture，Ecosystems & Environment，2015，201：43-50.

［49］李寶石，劉文科，王 奇，等. 根區(qū)施用硝化抑制劑DMPP對不同栽培方式下黃瓜產(chǎn)量及根區(qū)溫室氣體排放的影響［J］. 中國農(nóng)業(yè)科技導報，2021，23（9）：184-192.

［50］Weiske A，Benckiser G，Herbert T，et al. Influence of the nitrification inhibitor 3，4-dimethylpyrazole phosphate （DMPP） in comparison to dicyandiamide （DCD） on nitrous oxide emissions，carbon dioxide fluxes and methane oxidation during 3 years of repeated application in field experiments［J］. Biology and Fertility of Soils，2001，34（2）：109-117.

［51］Behera S N，Sharma M，Aneja V P，et al. Ammonia in the atmosphere：a review on emission sources，atmospheric chemistry and deposition on terrestrial bodies［J］. Environmental Science and Pollution Research，2013，20（11）：8092-8131.

［52］Asing J，Saggar S，Singh J，et al. Assessment of nitrogen losses from urea and an organic manure with and without nitrification inhibitor，dicyandiamide，applied to lettuce under glasshouse conditions［J］. Soil Research，2008，46（7）：535.

［53］許紀元，閔 炬，施衛(wèi)明. 應用 15N標記尿素研究硝化抑制劑對設(shè)施番茄氮素去向的影響［J］. 核農(nóng)學報，2020，34（12）：2793-2799.

［54］張昊青，趙學強，張玲玉，等. 石灰和雙氰胺對紅壤酸化和硝化作用的影響及其機制［J］. 土壤學報，2021，58（1）：169-179.

［55］喬國慶，劉 濤，張瑞喜，等. 硝化抑制劑對次生鹽漬化農(nóng)田棉花抗鹽性及產(chǎn)量效應影響的研究［J］. 新疆農(nóng)業(yè)科技，2014（2）：23-24.

［56］黃東風，李衛(wèi)華，邱孝煊. 硝化抑制劑對小白菜產(chǎn)量、硝酸鹽含量及營養(yǎng)累積的影響［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)學報，2009，25（4）：871-875.

［57］Ren B Z，Zhang J W，Dong S T，et al. Nitrapyrin improves grain yield and nitrogen use efficiency of summer maize waterlogged in the field［J］. Agronomy Journal，2017，109（1）：185-192.

［58］Frye W W，Graetz D A，Locascio S J，et al. Dicyandiamide as a nitrification inhibitor in crop production in the Southeastern USA［J］. Communications in Soil Science and Plant Analysis，1989，20（19/20）：1969-1999.

［59］Singh J，Saggar S，Giltrap D L，et al. Decomposition of dicyandiamide （DCD） in three contrasting soils and its effect on nitrous oxide emission，soil respiratory activity，and microbial biomass-an incubation study［J］. Australian Journal of Soil Research，2008，46（7）：517-525.

［60］Abalos D，Jeffery S，Sanz-Cobena A，et al. Meta-analysis of the effect of urease and nitrification inhibitors on crop productivity and nitrogen use efficiency［J］. Agriculture，Ecosystems and Environment，2014，189：136-144.

［61］Woodward E E，Hladik M L，Kolpin D W. Nitrapyrin in streams：the first study documenting off-field transport of a nitrogen stabilizer compound［J］. Environmental Science & Technology Letters，2016，3（11）：387-392.

［62］Munro P E. Inhibition of nitrifiers by grass root extracts［J］. Journal of Applied Ecology，1966，3（2）：231.

［63］Subbarao G V，Ishikawa T，Ito O，et al. A bioluminescence assay to detect nitrification inhibitors released from plant roots：a case study with Brachiaria humidicola［J］. Plant and Soil，2006，288（1）：101-112.

［64］Bending G D，Lincoln S D. Inhibition of soil nitrifying bacteria communities and their activities by glucosinolate hydrolysis products［J］. Soil Biology and Biochemistry，2000，32（8/9）：1261-1269.

［65］Lata J C，Guillaume K，Degrange V，et al. Relationships between root density of the African grass Hyparrhenia diplandra and nitrification at the decimetric scale：an inhibition-stimulation balance hypothesis［J］. Proc. R. Soc. Lond. B，2000，267（1443）：595-600.

［66］Sahrawat K L. Comparison of karanjin with other nitrification inhibitors for retardation of nitrification of urea N in soil［J］. Plant and Soil，1981，59（3）：495-498.

［67］Zaman M，Nguyen M L，Blennerhassett J D，et al. Reducing NH3，N2O and N losses from a pasture soil with urease or nitrification inhibitors and elemental S-amended nitrogenous fertilizers［J］. Biology and Fertility of Soils，2008，44（5）：693-705.

［68］Wang D Y，Guo L P，Zheng L，et al. Effects of nitrogen fertilizer and water management practices on nitrogen leaching from a typical open field used for vegetable planting in Northern China［J］. Agricultural Water Management，2019，213（4）：913-921.

［69］Manunza B，Deiana S，Pintore M，et al. The binding mechanism of urea，hydroxamic acid and N-（N-butyl）-phosphoric triamide to the urease active site. A comparative molecular dynamics study［J］. Soil Biology and Biochemistry，1999，31（5）：789-796.

［70］Fu Q L，Abadie M，Blaud A，et al. Effects of urease and nitrification inhibitors on soil N，nitrifier abundance and activity in a sandy loam soil［J］. Biology and Fertility of Soils，2020，56（2）：185-194.

［71］Xi R J，Long X E，Huang S，et al. pH rather than nitrification and urease inhibitors determines the community of ammonia oxidizers in a vegetable soil［J］. AMB Express，2017，7（1）：129.

［72］Li W Y，Xiao Q，Hu C S，et al. A comparison of the efficiency of different urease inhibitors and their effects on soil prokaryotic community in a short-term incubation experiment［J］. Geoderma，2019，354：113877.

［73］張文學，王少先，夏文建，等. 脲酶抑制劑與硝化抑制劑對稻田土壤硝化、反硝化功能菌的影響［J］. 植物營養(yǎng)與肥料學報，2019，25（6）：897-909.

［74］Castellano-Hinojosa A，González-López J，Vallejo A，et al. Effect of urease and nitrification inhibitors on ammonia volatilization and abundance of N-cycling genes in an agricultural soil［J］. Journal of Plant Nutrition and Soil Science，2020，183（1）：99-109.

［75］楊夢遠. 不同添加劑對設(shè)施菜地N2O和NH3排放強度的影響［D］. 南京：南京信息工程大學，2021：31-38.

［76］Cantarella H，Otto R，Soares J R，et al. Agronomic efficiency of NBPT as a urease inhibitor：a review［J］. Journal of Advanced Research，2018，13：19-27.

［77］串麗敏，趙同科. 脲酶抑制劑NBPT對油菜生長及品質(zhì)的影響［J］. 水土保持學報，2012，26（5）：268-271.

［78］Fu J J，Wang C Y，Chen X X，et al. Classification research and types of slow controlled release fertilizers （SRFs） used：a review［J］. Communications in Soil Science and Plant Analysis，2018，49（17）：2219-2230.

［79］Chen X X，Wang C Y，F(xiàn)u J J，et al. Synthesis，inhibitory activity and inhibitory mechanism studies of Schiff base Cu（Ⅱ） complex as the fourth type urease inhibitors［J］. Inorganic Chemistry Communications，2019，99：70-76.

［80］陳仙仙，王趁義，黃兆瑋，等. 第四類配合物型脲酶抑制劑對油菜生長及土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響［J］. 水土保持學報，2019，33（4）：180-186.

［81］Yang W，F(xiàn)eng Q Q，Peng Z Y，et al. An overview on the synthetic urease inhibitors with structure-activity relationship and molecular docking［J］. European Journal of Medicinal Chemistry，2022，234：114273.

［82］Chen W F，Meng J，Han X R，et al. Past，present，and future of biochar［J］. Biochar，2019，1：75-87.

［83］Mukherjee A，Zimmerman A，Harris W. Surface chemistry variations among a series of laboratory-produced biochars［J］. Geoderma，2011，163（3/4）：247-255.

［84］Keiluweit M，Nico P S，Johnson M G，et al. Dynamic molecular structure of plant biomass-derived black carbon （biochar）［J］. Environmental Science & Technology，2010，44（4）：1247-1253.

［85］劉術(shù)新，李漢美，丁楓華. 生物炭對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響研究進展［J］. 甘肅農(nóng)業(yè)科技，2020（2/3）：84-91.

［86］韋金菊，秦國兵，張庚金，等. 不同粒徑生物炭對土壤磷吸附-解吸特性的影響［J］. 應用生態(tài)學報，2023，34（3）：708-716.

［87］Lu Y，Rao S，Huang F，et al. Effects of biochar amendment on tomato bacterial wilt resistance and soil microbial amount and activity［J］. International Journal of Agronomy，2016，2016：1-10.

［88］王先芳. 花生殼生物炭對設(shè)施菜地土壤硝化作用的影響及其微生物學機制［D］. 哈爾濱：東北農(nóng)業(yè)大學，2020：24-28.

［89］劉鈺瑩，張 妍，汪哲遠，等. 硝化抑制劑與生物炭配施對水稻土氮素轉(zhuǎn)化及氮肥利用率的影響［J］. 浙江大學學報（農(nóng)業(yè)與生命科學版），2021，47（2）：223-232.

［90］陶 甄，李中陽，李松旌，等. 硝化抑制劑、脲酶抑制劑與生物炭復配對土壤溫室氣體排放的影響［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2022，41（6）：1368-1379.

［91］黃佳佳，何莉莉，劉玉學，等. 生物炭配施硝化/脲酶抑制劑對亞熱帶水稻土活性氮氣體排放的影響［J］. 應用生態(tài)學報，2022，33（4）：1027-1036.

［92］Huang M Y，Zhang Z Y，Zhai Y M，et al. Effect of straw biochar on soil properties and wheat production under saline water irrigation［J］. Agronomy，2019，9（8）：457.

［93］Wang D Y，F(xiàn)onte S J，Parikh S J，et al. Biochar additions can enhance soil structure and the physical stabilization of C in aggregates［J］. Geoderma，2017，303：110-117.

［94］Chen Q H，F(xiàn)eng Y，Zhang Y P，et al. Short-term responses of nitrogen mineralization and microbial community to moisture regimes in greenhouse vegetable soils［J］. Pedosphere，2012，22（2）：263-272.

［95］施振香. 上海城郊土壤硝化、反硝化作用及其影響因素研究［D］. 上海：上海師范大學，2010：48-57.

［96］王雪玉，劉金泉，胡 云，等. 生物炭對設(shè)施連作土壤真菌群落結(jié)構(gòu)與多樣性的影響［J］. 農(nóng)業(yè)機械學報，2022，53（7）：347-353.

［97］Wang X F，Li J，Li G，et al. Biochar application affects Nitrobacter rather than Nitrospira in plastic greenhouse vegetable soil［J］. Applied Soil Ecology，2022，175：104449.

［98］王 耀，張 蕾，焦曉光，等. 添加生物炭對設(shè)施菜田土壤氮遷移的影響［J］. 中國農(nóng)學通報，2020，36（16）：91-95.

［99］Wang J Y，Xiong Z Q，Kuzyakov Y. Biochar stability in soil：meta-analysis of decomposition and priming effects［J］. GCB Bioenergy，2016，8（3）：512-523.

［100］She D L，Sun X Q，Gamareldawla A H D，et al. Benefits of soil biochar amendments to tomato growth under saline water irrigation［J］. Scientific Reports，2018，8：14743.

［101］農(nóng)明英，張乃明，史 靜，等. 外源有機物料對次生鹽漬化大棚土壤的改良效果［J］. 中國土壤與肥料，2013（6）：6-10.

［102］孫向春，馮 濤，殷曉燕，等. 生物炭對土壤理化性質(zhì)及玉米產(chǎn)量的影響［J］. 陜西農(nóng)業(yè)科學，2022，68（9）：5-9.

［103］Liu Q，Zhang Y H，Liu B J，et al. How does biochar influence soil N cycle？A meta-analysis［J］. Plant and Soil，2018，426（1）：211-225.

［104］吳發(fā)明，劉峙嶸. 向日葵對鈾污染土壤修復的研究進展［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學，2022，50（9）：6-16.

［105］Zaman M，Nguyen M L. How application timings of urease and nitrification inhibitors affect N losses from urine patches in pastoral system［J］. Agriculture，Ecosystems & Environment，2012，156：37-48.

［106］Zhang L，Wu Z，Jiang Y，et al. Fate of applied urea 15N in a soil-

maize system as affected by urease inhibitor and nitrification inhibitor［J］. Plant，Soil and Environment，2010，56（1）：8-15.

［107］曾 科，王書偉，朱文彬，等. 施氮方式與添加脲酶/硝化抑制劑對稻季NH3揮發(fā)和N2O排放的影響［J］. 植物營養(yǎng)與肥料學報，2023，29（2）：220-231.

［108］Dong D，Kou Y P，Yang W C，et al. Effects of urease and nitrification inhibitors on nitrous oxide emissions and nitrifying/denitrifying microbial communities in a rainfed maize soil：a 6-year field observation［J］. Soil and Tillage Research，2018，180：82-90.

［109］Coelho M A，F(xiàn)usconi R，Pinheiro L，et al. The combination of compost or biochar with urea and NBPT can improve nitrogen-use efficiency in maize［J］. Anais da Academia Brasileira de Ciências，2018，90（2）：1695-1703.

［110］Kong X W，Eriksen J，Petersen S O. Evaluation of the nitrification inhibitor 3，4-dimethylpyrazole phosphate （DMPP） for mitigating soil N2O emissions after grassland cultivation［J］. Agriculture，Ecosystems & Environment，2018，259：174-183.

［111］Dawar K，F(xiàn)ahad S，Jahangir M M R，et al. Biochar and urease inhibitor mitigate NH3 and N2O emissions and improve wheat yield in a urea fertilized alkaline soil［J］. Scientific Reports，2021，11：17413.

［112］He T H，Yuan J J，Luo J F，et al. Combined application of biochar with urease and nitrification inhibitors have synergistic effects on mitigating CH4 emissions in rice field：a three-year study［J］. Science of the Total Environment，2020，743：140500.

［113］Lan T，Huang Y X，Song X，et al. Biological nitrification inhibitor co-application with urease inhibitor or biochar yield different synergistic interaction effects on NH3 volatilization，N leaching，and N use efficiency in a calcareous soil under rice cropping［J］. Environmental Pollution，2022，293：118499.

收稿日期：2023-06-18

基金項目：國家自然科學基金（編號：41877041）；山東省自然科學基金（編號：ZR2022MC204）；齊魯工業(yè)大學（山東省科學院）科教產(chǎn)融合創(chuàng)新試點工程項目（編號：2020KJC-ZD13）；山東省科技型中小企業(yè)創(chuàng)新能力提升工程項目（編號：2022TSGC2199）；棗莊市科技型中小企業(yè)創(chuàng)新能力提升工程項目（編號：2023TSGC15）。

作者簡介：郭延軻（2000—），男，山東濟寧人，碩士研究生，主要從事土壤碳氮循環(huán)研究。E-mail：13355167762@163.com。

通信作者：趙長盛，博士，副研究員，主要從事農(nóng)業(yè)面源污染研究。E-mail：zhaochsh1980@163.com。