脲酶/硝化抑制劑減少農(nóng)田土壤氮素損失的作用特征

宋濤，尹俊慧，胡兆平，王亮亮，張強，陳清，曹文超，3*

（1.養(yǎng)分資源高效開發(fā)與綜合利用國家重點實驗室，金正大生態(tài)工程集團股份有限公司，山東 臨沭 276700；2.中國農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，北京 100193；3.海南省熱帶生態(tài)循環(huán)農(nóng)業(yè)重點實驗室，中國熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)院環(huán)境與植物保護研究所，?？?571101）

在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中，氮肥的必要投入是保證作物產(chǎn)量并滿足人口增長需求的關(guān)鍵[1]。然而，農(nóng)戶為了追求農(nóng)田作物的高產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)，盲目和過量施用氮肥，導(dǎo)致氮肥利用率降低。據(jù)報道，約有50%的肥料氮并未被作物吸收利用，主要以氨（NH3）揮發(fā)、硝化和反硝化作用等過程釋放出的各種氣體[包括氧化亞氮（N2O）]以及硝酸鹽淋洗等形式排放至大氣、深層土壤或水體環(huán)境中[2]。這不僅增加了農(nóng)戶的經(jīng)濟效益損失，也對大氣、水環(huán)境以及人類健康構(gòu)成潛在威脅[3]。例如，NH3是空氣霧霾或灰霾的主要貢獻者[4]。與NH3揮發(fā)相比，N2O 排放量較低，但它是破壞大氣臭氧層的主要因子，也是重要的溫室氣體之一[5]。最新研究顯示，全球N2O 排放的增長速度快于聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會（IPCC）的預(yù)測，這將使全球氣候變化風(fēng)險加劇[6]。此外，由于其本身帶負電荷，易于淋洗至地表水和地下水，造成水體富營養(yǎng)化和地下水污染[7]。因此，如何減少氮素損失、提高氮肥利用率并降低氮素損失對環(huán)境的負面影響已引起人們廣泛關(guān)注。

近年來，除與作物生長相匹配的精細施肥和農(nóng)田管理措施外，脲酶/硝化抑制劑的利用也是有效阻控農(nóng)田土壤氮素損失的重要手段。脲酶/硝化抑制劑分別通過抑制土壤脲酶和氨氧化微生物的活性來延緩相應(yīng)的氮素轉(zhuǎn)化過程，因其具有明顯提高氮肥利用率并減少氮素損失的作用，越來越受到人們的重視[8]。Zaman 等[9]研究表明，脲酶/硝化抑制劑與化肥或有機肥配合施用有利于增加氮肥利用率、提高作物產(chǎn)量，并可降低由大量施用氮肥引發(fā)的環(huán)境風(fēng)險[8]。然而，在不同土壤環(huán)境條件下，脲酶/硝化抑制劑的有效性差異較大，目前對其在農(nóng)田土壤中的作用效果和影響因素仍缺乏系統(tǒng)性研究。

因此，本文以典型脲酶抑制劑N-丁基硫代磷酰三胺（NBPT）和硝化抑制劑3，4-二甲基吡唑磷酸鹽（DMPP）和雙氰胺（DCD）為例，重點闡明相關(guān)抑制劑的作用特征及其對土壤NH3揮發(fā)、N2O 排放淋洗和作物產(chǎn)量的影響效果及影響因素，以期為脲酶/硝化抑制劑在農(nóng)業(yè)中合理應(yīng)用和推廣提供科學(xué)的指導(dǎo)。

1 脲酶抑制劑

1.1 作用機理

尿素在全球合成氮肥市場中占比約55%，是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上最常用的氮肥類型[10]。尿素施入土壤1～2 d內(nèi)在土壤脲酶的催化作用下迅速水解為碳酸銨[11]，隨后分解為CO2和銨態(tài)氮[12]。土壤脲酶是一類含鎳的金屬鈦酶，其活性位點包含由氨基甲酸酯橋連在一起的兩個鎳原子。如圖1[13-14]所示，脲酶抑制劑（Urease inhibitor）通過抑制土壤脲酶活性來減緩尿素向-N轉(zhuǎn)化[15]。脲酶抑制劑種類主要包括：①與脲酶巰基基團反應(yīng)的有機或無機化合物，如氫醌、對苯醌等；②與脲酶活性位點中的鎳原子形成絡(luò)合物的金屬螯合物，如乙酰羥肟酸、乙酰氧肟酸；③與脲酶活性位點相結(jié)合，不易被脲酶水解的競爭性抑制劑，如NBPT[16]。NBPT 是目前研究最多且使用最廣泛的脲酶抑制劑[17-18]。NBPT 并不直接抑制脲酶活性，而是在有氧條件下先迅速轉(zhuǎn)化為它的氧化產(chǎn)物NBPTo，隨后再與脲酶活性位點形成三齒鍵[19]，進而減緩尿素被脲酶水解的速率[13，20]。由于NBPTo 本身降解較快，通常直接使用NBPT 更能相對持久地延緩尿素水解[21]。此外，近年來有研究發(fā)現(xiàn)，土壤中施入NBPT 后氨氧化細菌（AOB）和氨氧化古菌（AOA）的氨單加氧酶基因（amoA）拷貝數(shù)也顯著降低，原因可能是NBPT 具有抑制氨氧化菌細胞內(nèi)脲酶活性的能力，因而減少了胞內(nèi)硝化作用底物NH3的有效性，并進一步推測NBPT能夠抑制胞內(nèi)氨氧化菌的硝化作用[22]，但也有研究認為，NBPT對氨氧化菌豐度和種群結(jié)構(gòu)均無影響[23]。

圖1 土壤脲酶/硝化抑制劑的作用機制[13-14]Figure 1 Inhibitory mechanism of urease and nitrifications in soils[13-14]

1.2 環(huán)境和農(nóng)學(xué)效應(yīng)

1.2.1 對NH3揮發(fā)的影響

土壤NH3揮發(fā)是農(nóng)田氮素氣態(tài)損失的重要途徑之一，對大氣顆粒物PM10和PM2.5的形成具有重要貢獻[24]?；瘜W(xué)氮肥的施用是農(nóng)田土壤NH3揮發(fā)最為重要的來源。據(jù)報道，施用到土壤表面的尿素中約有25%轉(zhuǎn)化為NH3并揮發(fā)到大氣中[25]，而在高溫和潮濕的環(huán)境條件下，土壤施用尿素后NH3揮發(fā)損失甚至高達40%[26]。

脲酶抑制劑與尿素配合施用能夠降低土壤NH3日揮發(fā)量，并減少NH3損失總量[16-17]。Silva 等[16]通過大樣本分析發(fā)現(xiàn)，NH3在尿素和尿素+NBPT 處理中揮發(fā)損失比例分別為施氮量的31.0%和14.8%，施用脲酶抑制劑可使氨揮發(fā)損失量減少52%。Cantarella等[27]研究發(fā)現(xiàn)，與單施尿素處理相比，增施NBPT顯著降低土壤NH3損失量達53%。在稻田土壤中，添加NBPT 后NH3揮發(fā)峰值降低27.0%，累積NH3揮發(fā)損失量降低21.7%[28]。室內(nèi)試驗也表明，與單施尿素處理相比，配施NBPT 降低了54%～78%的NH3揮發(fā)損失量[29]。脲酶抑制劑還能減緩尿素水解速率，如尿素和尿素+NBPT 處理NH3揮發(fā)總量達一半時所用的時間分別為4.8 d 和8.3 d[26]。此外，NBPT 也可減少有機肥中的NH3損失。如Li等[30]發(fā)現(xiàn)，在有機肥中添加NBPT后，土壤NH3揮發(fā)量由施氮量的15%降為8%。

NBPT 抑制土壤NH3的作用效果受土壤pH、灌溉和降水等因素影響。pH 調(diào)控土壤溶液中NH3與的濃度（aq）?H+（aq）+NH3（aq）?NH3（g）]，是影響土壤NH3揮發(fā)的重要因素[31]。在中性或堿性條件（pH>7），易形成NH3并產(chǎn)生揮發(fā)損失，而在酸性條件下，大部分NH3轉(zhuǎn)化為離子態(tài)[32]，降低了氨揮發(fā)的風(fēng)險。與低pH 土壤相比，在高pH 土壤中施用尿素后NH3揮發(fā)潛勢 較高[33]。Engel 等[20]對pH 為8.2 的沙壤土進 行培養(yǎng)（20 ℃）發(fā)現(xiàn)，尿素和尿素+NBPT 分別在5 d和18 d 后完全水解。同時，由于NBPT 在酸性土壤中降解快于堿性土壤，因而pH 也會影響脲酶抑制劑在土壤中的抑制效果[34]。如在pH 5.6 和pH 6.4 的土壤中，添加NBPT 后NH3揮發(fā)損失比例減少52%～53%，而在pH 為4.5 的極酸性土壤中，NBPT 減少NH3損失的比例僅為18%[35]。此外，Holcomb 等[36]發(fā)現(xiàn)在砂質(zhì)壤土中，增加灌溉量可顯著降低NH3損失。大量降雨或灌溉能夠降低土壤NH3揮發(fā)損失，甚至使NBPT 無法產(chǎn)生抑制效應(yīng)。

1.2.2 對溫室氣體N2O排放的影響

N2O 作為對流層重要的溫室氣體之一[37]是破壞平流層臭氧層的主要因子[38]，對全球氣候和環(huán)境變化具有重要影響。與NH3揮發(fā)量相比，N2O 排放量占施氮量的比例通常較低，平均值在1%左右[39-40]?；瘜W(xué)氮肥的施用增加農(nóng)田土壤N2O 排放[41]，且有研究認為硝化作用過程是我國北方石灰性土壤N2O 產(chǎn)生的主導(dǎo)途徑[42-43]。脲酶抑制劑在減少NH3揮發(fā)的同時，也會影響硝化作用及后續(xù)反硝化作用速率[9]。因此，脲酶抑制劑配施尿素可能是降低N2O 排放的重要措施之一（表1）。Ding等[44]對華北平原農(nóng)田土壤玉米種植季的研究表明，與單施尿素相比，增施NBPT 可減少37.7%的N2O 排放。Dawar 等[45]在牧場土壤中發(fā)現(xiàn)，NBPT 與尿素配施后能夠顯著降低N2O 排放。Martins等[46]在熱帶土壤中發(fā)現(xiàn)，NBPT 能夠通過抑制NH3揮發(fā)來減少N2O 的間接排放。Zhao 等[47]對石灰性土壤小麥-玉米輪作體系連續(xù)3 年的田間監(jiān)測結(jié)果顯示，與單施尿素相比，尿素配施NBPT 在玉米、小麥生長季和全年均顯著降低了N2O 排放。這可能主要與脲酶抑制劑NBPT 延緩尿素水解、降低土壤濃度有關(guān)；另一方面，作物氮肥利用率的提高也會降低硝化和反硝化作用底物和濃度，進而減少N2O排放。

表1 脲酶抑制劑對土壤N2O排放的影響Table 1 Influences of urease inhibitors on soil N2O emissions

Fan等[48]基于薈萃分析發(fā)現(xiàn)，土壤pH是影響NBPT降低N2O 排放的關(guān)鍵因素，NBPT 在堿性土壤中顯著降低了N2O 排放，而在酸性土壤中則無明顯影響。多數(shù)情況下尿素添加脲酶抑制劑后土壤N2O 排放降低或差異不顯著[49]，但也有研究發(fā)現(xiàn)添加脲酶抑制劑后增加了N2O的排放[37]。這可能是由于土壤初始含量和含水量較高，易于反硝化作用過程進行，尿素水解并未直接影響N2O排放。

1.2.3 對硝酸鹽淋洗的影響

1.2.4 對作物氮肥利用率和產(chǎn)量的影響

脲酶抑制劑在降低氮素損失的同時，也一定程度地提高了作物氮肥利用率（NUE），這將有利于促進作物產(chǎn)量的提升（表2）。Abalos 等[57]基于薈萃分析的研究表明，脲酶/硝化抑制劑使NUE 平均提高12.9%。張文學(xué)等[58]在水稻土壤中研究發(fā)現(xiàn)，與僅施用尿素處理相比，添加NBPT 后水稻地上部氮素回收率提高幅度為19.4%。Suter 等[59]研究發(fā)現(xiàn)，添加脲酶抑制劑促進了土壤中氮的固存。玉米盆栽試驗表明，NBPT 與尿素協(xié)同施用后的NUE 為47.9%，較單施尿素處理增加幅度為18.6%[60]。施用NBPT 能夠提高棉花產(chǎn)量、氮素吸收量和NUE，且與僅施用尿素處理相比，添加NBPT后NUE增加了16.8個百分點[61]。這主要是因為施用脲酶抑制劑在延緩尿素水解并減少NH3揮發(fā)的同時，也利于土壤氮素持續(xù)供應(yīng)，更好地滿足作物對氮素的需求[62]，進而提高作物對氮素的吸收利用。Huang 等[63]對中國農(nóng)田土壤進行薈萃分析發(fā)現(xiàn)，脲酶抑制劑整體增加作物產(chǎn)量約4.7%。Linquist等[64]研究發(fā)現(xiàn)，脲酶抑制劑施用后水稻產(chǎn)量平均增加5.7%。與單施尿素處理相比，NBPT 配施尿素使作物產(chǎn)量平均增幅達5.3%[18]。Cantarella 等[26]綜合96 個監(jiān)測結(jié)果發(fā)現(xiàn)，施用NBPT 后小麥、牧草、大米、大麥、豆類、玉米、棉花和甘蔗的產(chǎn)量平均提高10.2%、8.4%、7.6%、6%、5.2%、4.1%、1.8%和-0.8%。

表2 脲酶抑制劑對作物產(chǎn)量的影響Table 2 Influences of urease inhibitors on crop yield

脲酶抑制劑對不同作物增產(chǎn)效果的差異可能與作物生長周期及其氮素營養(yǎng)特性和土壤溫度、pH、降雨量等其他環(huán)境因素有關(guān)。NBPT配施尿素處理水稻產(chǎn)量隨降雨增加呈非線性遞減趨勢，同時與僅施用尿素處理相比，添加NBPT 可使水稻產(chǎn)量增加8.9%～18.1%[65]。在熱帶強淋溶土中，NBPT配施尿素后玉米產(chǎn)量為7.17 t·hm-2，較單施尿素處理提高約10%[66]。Drury 等[56]研究發(fā)現(xiàn)NBPT 配施后玉米產(chǎn)量增加了3.33%～9.35%。Chatterjee[67]研究表明，NBPT 和尿素協(xié)同施用后顯著增加冬小麥和甜菜產(chǎn)量，增幅分別為4.46%和6.23%。脲酶抑制劑在增加作物產(chǎn)量的同時，通常也會提高作物品質(zhì)。盆栽條件下NBPT 配施尿素能提高28.3%～33.7%的油菜生物產(chǎn)量，并降低植株體內(nèi)4.2%～32.6%的硝酸鹽含量[68]。與單施尿素（300 kg·hm-2，以N計）處理相比，田間添加NBPT的尿素處理土豆產(chǎn)量增加42%，且以大果（>55 mm）和中果（35～55 mm）增產(chǎn)為主[69]。類似地，NBPT 配施尿素的處理小麥產(chǎn)量可增加15.4%，同時增加小麥蛋白10.1%[70]。然而，也有研究顯示脲酶抑制劑并沒有顯著提高作物的品質(zhì)。如Bryant 等[71]研究結(jié)果表明，施用包膜NBPT 的尿素并未使水稻籽粒中蛋白含量提高，反而略有降低。試驗結(jié)果的不一致可能與水稻中蛋白含量受氮肥種類和水稻品種基因型影響有關(guān)[72]。

2 硝化抑制劑

2.1 作用機理

硝化作用是全球土壤氮循環(huán)的關(guān)鍵過程，其氨氧化過程是該反應(yīng)的限速步驟。參與該過程的土壤微生物主要是自養(yǎng)的AOB 和AOA，且通常認為在中性、堿性和高氮投入或氮充裕的土壤條件下AOB 是驅(qū)動硝化過程進行的主體，而在酸性、氮含量相對較低的自然生態(tài)系統(tǒng)中AOA 發(fā)揮更為重要的作用[73]。氨在氨氧化菌氨單加氧酶（AMO）作用下被氧化為羥胺（NH2OH），隨后在羥胺氧化還原酶（HAO）作用下氧化為亞硝酸[14]。大多數(shù)硝化抑制劑通過抑制AMO 活性來減緩硝化作用進程（圖1）。其主要抑制作用機理：①直接與AMO 結(jié)合并相互作用，如硝基吡啶；②螯合AMO 中的輔酶因子Cu，降低其有效性，如DMPP；③底物氧化使AMO 失活，如乙炔。一般認為硝化抑制劑主要通過抑制氨氧化細菌微生物的活性來暫時阻止NH3氧化為羥胺（圖1），進而延長在土壤中的滯留時間[74]，減緩硝化作用進程并降低該過程中N2O 排放，同時也降低了土壤中濃度及其淋洗風(fēng)險[75]。因此，硝化抑制劑被推薦為減少農(nóng)田土壤N2O 排放的重要措施之一[76]，并被廣泛應(yīng)用在各農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中[77]。

目前，DCD 和DMPP 是最為常見并已商業(yè)化應(yīng)用的硝化抑制劑。有研究表明，DCD 具有抑菌作用而非殺菌功能，其主要通過暫時阻礙AOB 的生長和活性，限制其對的吸收和利用[78]。DCD 降解或抑制效能下降后，土壤AOB 將逐漸恢復(fù)活性并重新進行氨氧化過程。但也有研究發(fā)現(xiàn)，酸性土壤中一定濃度的DCD 可完全抑制AOA 的生長[79]。與DCD相比，DMPP 能夠通過螯合AMO 中的Cu來阻礙AOB 對NH3的氧化反應(yīng)，高效抑制AOB 生長和相關(guān)amoA基因的表達[80-81]，但對AOA 并無影響[82-83]。Shi 等[84]在菜田和草地土壤上的對比試驗表明，DMPP 通過影響AOB 的豐度和代謝活性有效抑制堿性菜田土壤的硝化作用和N2O 排放，而對酸性草地土壤的硝化作用和硝化菌影響不顯著，這與酸性土壤AOB 豐度較低以及DMPP作為一種雜環(huán)化合物可能被有機質(zhì)所吸附，從而降低對氨氧化過程的有效抑制有關(guān)。同時，Li等[85]研究發(fā)現(xiàn)，DMPP 可直接抑制氨氧化和反硝化微生物活性進而有效抑制N2O的排放。Dong等[86]在大豆-玉米輪作系統(tǒng)中的研究結(jié)果表明，在培養(yǎng)49 d后DMPP 配施尿素顯著降低了nirS基因豐度。Kou等[87]在設(shè)施菜田土壤中研究發(fā)現(xiàn)，DMPP 顯著減少了nirS和nirK基因拷貝數(shù)，而DCD 對其無影響。DMPP 對不同細菌種群的影響依賴于土壤含水量，40% WFPS（土壤孔隙含水量）條件下施用DMPP降低了amoA、narG、nirK和nosZ基因豐度，而在80% WFPS 條件下，DMPP 對amoA基因豐度無顯著影響，但增加了反硝化菌基因豐度[88]。然而，早期研究發(fā)現(xiàn)，DMPP 并未影響土壤硝酸鹽還原酶和N2O 還原酶活性，這可能與施用氮肥的形態(tài)和土壤環(huán)境條件有關(guān)[89]。

2.2 環(huán)境和農(nóng)學(xué)效應(yīng)

2.2.1 對NH3揮發(fā)的影響

表3 硝化抑制劑對土壤NH3揮發(fā)損失的影響Table 3 Influences of nitrification inhibitors on soil NH3 volatilization

2.2.2 對溫室氣體N2O排放的影響

硝化抑制劑在降低土壤N2O 排放方面具有良好的效果（表4）。Qiao等[77]綜合田間應(yīng)用硝化抑制劑的試驗結(jié)果發(fā)現(xiàn)，硝化抑制劑的施用平均減少N2O 排放達44%。Fan等[96]在陜西和山東兩地菜田土壤中研究發(fā)現(xiàn)，添加硝化抑制劑DCD 后N2O 排放量分別降低了61%和46%。Zhang 等[97]在菜田土壤中也發(fā)現(xiàn)，與僅施用尿素處理相比，添加DCD 可減少田間6.2%的N2O 排放。Shamsuzzaman 等[98]開展的尿素與不同有機物料配比的研究結(jié)果顯示，尿素+水稻秸稈、尿素+牛糞和尿素+雞糞處理添加DCD 后，土壤N2O 排放量分別降低了40.6%、43.4%和24.5%。Dai等[99]在牧草土壤中研究發(fā)現(xiàn)，DCD 施用后N2O 排放總量減少52%～69%，主要歸因于DCD 抑制了土壤AOB 的生長。與DCD 相比，DMPP 的施用量僅為DCD 的1/10，同時，連續(xù)3年的試驗結(jié)果表明DMPP降低了49%的N2O排放量，而DCD 僅降低了26%[100]。類似地，在設(shè)施菜田土壤也發(fā)現(xiàn)DMPP 對減少N2O 排放、延緩氨氧化的效果均優(yōu)于DCD[87]。在草地土壤中施用DMPP 能顯著減少23%～33%的N2O 累積排放量[101]。在小麥-玉米輪作農(nóng)田土壤中，尿素和尿素+DMPP 處理N2O 年累積排放量分別為4.49、2.78 kg·hm-2（以N 計），即DMPP減少了38%的N2O年排放量[102]。室內(nèi)培養(yǎng)試驗結(jié)果表明，與單施尿素處理相比，DMPP在石灰性土壤中（pH 7.9）減少N2O 累積排放量高達99.2%[103]。可見，在堿性條件下DMPP 對土壤硝化作用具有較高的抑制率[104]。與DMPP相比，DCD可在酸性土壤條件下顯著降低N2O 排放量，而對中性和堿性土壤無顯著影響[105]。

表4 硝化抑制劑對土壤N2O排放的影響Table 4 Influences of nitrification inhibitors on soil N2O emissions

通常，硝化抑制劑在降低N2O 排放的同時會增加NH3揮發(fā)損失（見2.2.1）。盡管NH3本身并不是溫室氣體，但其是N2O間接排放的重要來源之一[106]。有研究發(fā)現(xiàn)，揮發(fā)損失的NH3約有1%～5%經(jīng)大氣沉降、硝化和反硝化過程再次轉(zhuǎn)化為N2O[107]。這意味著硝化抑制劑對N2O 的減排效應(yīng)將隨NH3排放量的負面效應(yīng)的增強而相對減弱?？紤]大氣沉降的NH3對N2O的間接排放貢獻，硝化抑制劑對N2O 排放的影響總體表現(xiàn)為-4.5～0.5 kg·hm-2（以N2O-N計）[94]。因此，未來研究應(yīng)綜合考慮硝化抑制劑對NH3揮發(fā)導(dǎo)致的N2O間接排放影響，以進一步準確綜合評估和量化硝化抑制劑對N2O 的減排效應(yīng)。此外，在土壤含水量較高（85%WFPS）的草地土壤中，與僅施用硫酸銨相比，DMPP 施入增加了16.4%的分子態(tài)氮氣（N2）損失[108]。而Friedl 等[109]的研究結(jié)果顯示，添加DMPP 減少牧場土壤70%以上的累積N2損失，這可能與DMPP限制了反硝化底物有效性并減少了異養(yǎng)呼吸造成的氧氣消耗有關(guān)。因此，硝化抑制劑對分子態(tài)氮氣損失及反硝化作用的影響還需要進一步深入探究。

2.2.3 對硝酸鹽淋洗的影響

2.2.4 對作物氮肥利用率和產(chǎn)量的影響硝化抑制劑在降低土壤淋洗和N2O 排放的同時，還可提高作物產(chǎn)量（表5）和NUE（表6）。在尿素施氮量較低（23 kg·hm-2，以N 計）條件下，添加DMPP可增加32%的牧草干質(zhì)量[125]。Li等[115]在水稻-油菜輪作區(qū)發(fā)現(xiàn)，DMPP 與尿素協(xié)同施用后均顯著增加水稻和油菜籽的產(chǎn)量，產(chǎn)量增幅分別為5.3%和6.9%。Zhao 等[47]在華北平原小麥-玉米輪作體系2013—2014 年間的研究結(jié)果顯示，與僅施尿素處理相比，添加DCD 尿素處理的小麥和玉米產(chǎn)量分別為6.7、8.9 t·hm-2，年平均增幅為9.1%。類似地，尿素配施DCD后小麥產(chǎn)量增加了7.9%[121]。不同地域菜田土壤試驗結(jié)果表明，在湖南強淋溶土、陜西塿土、山東潮土、黑龍江黑土中添加DCD 的尿素處理蔬菜產(chǎn)量分別增加3.1%、6.6%、17.5%和17.6%[91]。DMPP 顯著增加晚稻產(chǎn)量，平均增幅為15.1%，但對早稻無顯著增產(chǎn)作用[126]。DMPP 與氮肥配施后顯著增加蘿卜和生菜產(chǎn)量，而對洋蔥和菠菜產(chǎn)量無明顯影響，甚至有降低趨勢[127]。這可能與土壤環(huán)境條件、作物種類和生長周期不同等有關(guān)。例如，硝化抑制劑在酸性土壤中的NUE 顯著高于中性和堿性土壤，這可能與硝化抑制劑在中性和堿性土壤更易增加NH3揮發(fā)損失有關(guān)[128]。大多數(shù)研究表明，硝化抑制劑施用在增加作物產(chǎn)量的同時，也會提高作物品質(zhì)。與習(xí)慣施肥相比，施用含DCD 的水溶肥可增加黃瓜中26%的可溶性糖含量，減少溫室黃瓜硝酸鹽含量達21.6%[129]。DCD 與氮肥協(xié)同配施也可增加日光溫室番茄近20%的產(chǎn)量，并顯著降低番茄果實中的硝酸鹽含量[130]。與DCD 類似，DMPP 可降低菠菜中26%～84%的硝酸鹽含量[131]，且施用含DMPP 的復(fù)合肥可顯著增加黃瓜、西瓜產(chǎn)量，提高可溶性糖、維生素C 和氨基酸含量[132]。然而，施用硝化抑制劑也會產(chǎn)生一些負面效應(yīng)。Yu 等[119]研究發(fā)現(xiàn)DMPP 盡管增加冬小麥的產(chǎn)量，卻顯著降低了冬小麥中粗蛋白含量。此外，2012年在新西蘭發(fā)現(xiàn)，常年施用硝化抑制劑DCD 的干草中存在DCD 殘留，并已在部分乳制品中檢測到DCD，這極大增加了人們對食品安全的擔(dān)憂[131]。

表5 硝化抑制劑對作物產(chǎn)量的影響Table 5 Influences of nitrification inhibitors on crop yield

表6 硝化抑制劑對氮肥利用率的影響Table 6 Influences of nitrification inhibitors on nitrogen utilization efficiency（NUE）

農(nóng)田土壤較低的NUE 主要歸因于與硝化作用相關(guān)的氮素損失，如硝酸鹽的淋洗和反硝化作用[133]。因此，利用硝化抑制劑抑制向的轉(zhuǎn)化，有助于降低土壤的淋洗并提高作物NUE。Raza 等[123]發(fā)現(xiàn)在尿素施氮量為220 kg·hm-2（以N計）時，尿素和尿素配施DCD 處理的小麥NUE 分別為31.2%和38.1%。在不同尿素施氮量下，與僅施用尿素處理相比，尿素配施DMPP 處理冬小麥NUE 提高4.9～20.1 個百分點，同時隨著氮肥施用量的增加，DMPP 對冬小麥NUE 的提升作用逐漸下降[134]。在水稻氮肥利用率的研究中發(fā)現(xiàn)，連續(xù)兩年試驗中尿素和尿素+DMPP 處理NUE均值分別為35%和45%[124]。在針對油菜的研究中發(fā)現(xiàn)，尿素和尿素+DCD 處理NUE 分別為30.7%和56.9%[135]。也有研究發(fā)現(xiàn)菜田土壤中添加DCD 并未顯著提高NUE[42]。與僅施用尿素相比，尿素配施DCD使番茄NUE 增加6.83 個百分點[122]。在草地土壤中，施用DCD 使NUE 明顯增加[136]。不同農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中，硝化抑制劑對作物NUE 的影響與作物種類及生長周期、抑制劑種類、肥料類型及施用量、土壤溫度和水分等環(huán)境因子有關(guān)。

3 結(jié)論與展望

3.1 結(jié)論

（1）許多研究已證實，脲酶抑制劑與尿素或有機肥配合施用后能夠降低土壤中NH3揮發(fā)、N2O 排放和淋洗等形式的氮損失，并提高作物產(chǎn)量、品質(zhì)及氮肥利用率。

（2）硝化抑制劑DCD 和DMPP 均能降低土壤N2O排放和淋洗，并提高作物產(chǎn)量，但極易增加土壤NH3揮發(fā)。

（3）不同農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中脲酶/硝化抑制劑的環(huán)境和農(nóng)學(xué)效應(yīng)與抑制劑種類、氮肥類型和用量、降雨或灌溉量、pH、黏粒含量等土壤理化參數(shù)有關(guān)。

3.2 展望

當前，對氮素增效劑的相關(guān)研究大多基于短期的試驗結(jié)果，有必要開展長期定位試驗，系統(tǒng)深入探究其對NH3揮發(fā)、N2O排放和DON淋洗以及作物產(chǎn)量和品質(zhì)的影響，并結(jié)合最新的分子生物學(xué)技術(shù)深入研究土壤微生物功能和群落結(jié)構(gòu)以及土壤動物對長期施用脲酶/硝化抑制劑的響應(yīng)。

脲酶/硝化抑制劑的研究大多集中于尿素水解和氨氧化過程，但對田間反硝化過程及其N2O/N2產(chǎn)物比的影響認知尚不清楚，應(yīng)進一步分析抑制劑對分子態(tài)氮氣排放的影響。

現(xiàn)階段，盡管脲酶抑制劑和硝化抑制劑以及二者復(fù)配在化學(xué)氮肥中的實際應(yīng)用逐漸增加，但由于抑制劑本身的化學(xué)穩(wěn)定性有限，并未實現(xiàn)其與動物糞肥的商業(yè)化結(jié)合。與化學(xué)氮肥相比，有機肥造成的NH3揮發(fā)、N2O排放和淋洗通常較高，未來抑制劑與有機肥如何實現(xiàn)穩(wěn)定結(jié)合可能是重要的研究方向之一。

此外，進一步研究開發(fā)對環(huán)境友好、對植物毒性低、化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定并具有成本競爭力的新型氮素抑制劑也十分必要。目前，氮素增效劑大多為化工合成產(chǎn)物，從生態(tài)環(huán)境和人體健康的角度考慮，生物硝化抑制劑將會是未來發(fā)展的新方向。