摘要
土壤氮转化过程如有机氮矿化、黏土矿物对铵态氮的吸附-解吸、微生物对氮素的固持-释放，以及硝化-反硝化作用共同决定了土壤氮保供能力与作物氮利用效率。然而，长期集约化栽培和“重用轻养”的种植模式导致土壤退化，降低土壤氮保供能力，以及植物氮素利用效率并引发环境风险。同时土壤氮周转过程研究方法的不足也限制了对氮素转化关键过程的定量解析。因此，在系统阐述土壤氮周转基础上，对通过侧深施肥、施加缓控释肥和抑制剂等不同氮素管理策略来提升植物氮肥利用率和通过施加不同特性有机物料调控土壤氮保供能力的机理进行综述，同时对国内外土壤氮循环前沿研究方法进行总结。以期为土壤地力提升与氮素的高效利用提供理论支持和技术指导，助力实现农业绿色可持续发展。
Abstract
Soil nitrogen transformation processes，such as organic nitrogen mineralization，adsorption-desorption of ammonium nitrogen by clay minerals，immobilization-release of nitrogen by microorganisms，and nitrificationdenitrification，collectively determine soil nitrogen retention and supply capacity as well as crop nitrogen use efficiency. However，long-term intensive cultivation and the“excessive utilization with inadequate maintenance”planting pattern have led to severe soil degradation，which reduces soil nitrogen retention and supply capacity，decreases nitrogen use efficiency， and triggers environmental risks. Meanwhile，the inadequacies in research methods for soil nitrogen turnover processes have also restricted our quantitative analysis of key nitrogen transformation processes. Therefore，based on a systematic elaboration of soil nitrogen turnover，this paper reviewed the mechanisms by which different nitrogen management strategies，including deep placement fertilization，slow/controlled-release fertilizers，and the use of inhibitors-improve nitrogen fertilizer use efficiency，as well as how organic materials with different properties regulate soil nitrogen retention and supply capacity. It also summarized cutting-edge research methods for soil nitrogen cycling world wide. The aim was to provide theoretical support and technical guidance for improving soil fertility and efficient nitrogen utilization，thereby facilitating the realization of green and sustainable agriculture.
氮作为作物生长发育不可或缺的核心营养元素，直接参与蛋白质合成、光合作用及能量代谢等关键生理过程，其供应水平与利用效率直接决定作物产量与品质[1]。在全球人口持续增长与粮食需求刚性提升的背景下，增施氮肥实现作物增产是农业生产的主要手段。然而，长期以来，为追求高产而盲目过量施用氮肥的现象普遍存在，不仅造成资源浪费，更引发了一系列生态环境问题[2]。据统计，我国农田氮肥利用率仅为 30%～40%[3]，未被利用的氮素被土壤固持或通过氨挥发、硝化-反硝化气体排放及硝酸盐淋溶等途径进入大气与水体，导致土壤酸化、温室效应加剧和水体富营养化等一系列环境问题[2，4-6]，这对农业生态系统可持续性构成严峻挑战。同时随着长期集约化栽培和“重用轻养”的种植模式导致土壤耕层变薄、有机质含量下降、土壤结构变差、养分平衡失调、生物功能退化和生产性能降低等问题日益突出[7-11]，这严重影响农业可持续发展和粮食产能的稳定与提升[12]。研究表明，土壤有机质含量每下降 0.5 个百分点，作物产量降低 13%～20%，氮肥投入量增加 5%～10%[4]。
作物氮素利用效率的提升受多重因素调控，其中土壤氮转化过程的动态平衡是关键环节。土壤作为氮素的主要储存库与转化场所，其氮素形态转化、迁移与供应能力直接影响作物的吸收利用效率[13]。土壤中氮素形态复杂，90% 以上以有机态存在，需经微生物介导的矿化作用转化为无机态氮 （铵态氮、硝态氮）才能被作物根系吸收[14]；而无机氮在土壤中又面临吸附-解吸、硝化-反硝化等多重转化过程，其形态与含量的动态变化受土壤质地、pH、有机质含量及微生物活性等理化生物性质的综合调控[15]。因此，结合土壤氮素转化规律制定科学合理的管理策略，能够在减少氮肥施用的同时，改善土壤理化性质和生物功能，实现作物产量与品质的提升，进而推动农业生态系统的可持续发展，为保障粮食安全和生态安全提供有力支撑。
土壤氮周转是涉及物理、化学及生物学过程的复杂动态系统，其转化过程解析依赖于精准的研究方法。传统研究多依赖静态测定（如土壤全氮、铵态氮、硝态氮含量）间接推断氮素供应潜力，但这类方法难以量化各转化过程的速率与贡献比例，更无法揭示氮素形态动态平衡的内在驱动机制[16-17]。随着技术发展，一系列前沿方法的应用为解析土壤氮周转过程提供了突破性工具。因此，本文在系统阐述土壤氮循环过程的基础上，对不同氮素管理策略（包括侧深施肥、缓控释肥和抑制剂使用）提升氮肥利用的机制，以及不同特性有机物料调控土壤氮保供能力的机理进行总结。随后对国内外土壤氮循环前沿研究方法进行综述，以期为土壤地力提升与氮素高效利用提供理论支持和技术指导，助力实现绿色农业的可持续发展。
1 土壤中的氮循环
土壤内的氮循环指的是在土壤-微生物-植物系统中，氮在动植物体、微生物体、土壤有机质和土壤矿物中的转化和迁移过程，主要包括有机氮的矿化和无机氮的生物固定（同化）作用、黏土矿物和有机质对铵的固定和释放作用、硝化作用和反硝化作用等[18]。农田生态系统中的氮循环见图1。
图1农田生态系统中的氮循环
1.1 土壤氮矿化与固持
土壤氮矿化是指在微生物酶的多重作用下，将土壤中以蛋白质为主的多种类型的高分子量有机氮逐级解聚生成多肽、二肽、氨基酸等低分子量有机氮，这些低分子量有机氮直接被微生物吸收并同化，并将多余的氮以脱氨基的方式排出体外生成铵的过程[19]。其中许多难分解的高分子量有机氮解聚成低分子量可溶性有机氮的过程可能是矿化过程的限速步骤[20]。土壤有机氮矿化能力决定着土壤对作物的供氮能力，且有机氮矿化速率的变化主要归因于环境因素变化后土壤微生物的变化[18]。
有机氮矿化作用生成的无机氮（NH4+ 和 NO3-）或农业生产施加的化学氮肥通过微生物的吸收同化成为生物有机体的过程被称为土壤无机氮的生物固定（又称为生物同化）[21]。植物和微生物在吸收同化土壤中 NH4+-N 和 NO3--N 过程中存在一定的竞争，但总体来说，微生物对速效氮的吸收同化可使土壤中多余的无机氮掺入微生物生物质中，降低活性氮流失到环境中的风险，有利于土壤氮素的保存和周转[21-22]。微生物固定的氮通过矿化提供给植物，其平均周转时间为 1～2 个月[23]。因此，在氮过量条件下增加微生物氮固定化可以协调和平衡土壤氮供应和植物氮吸收。
微生物氮固定化和有机氮的矿化是土壤中两个不断同时进行但方向相反的过程。这两个过程的相对强弱受到许多因素影响，特别是受可供微生物利用的有机碳化合物（即能源物质）种类和数量的影响[24]。当土壤中易分解的能源物质过量存在时，无机氮的生物固定作用就大于有机氮的矿化作用，表现为无机氮的净生物固定[25]。只有在矿化作用大于固定作用时才能有多余的无机氮化合物供给植物营养，这可能主要取决于环境中有机物质的碳氮比（C/N）[25]。
土壤中黏土矿物也会产生无机氮固定反应，即铵离子矿物固定作用。在 2∶1 型黏土矿物的膨胀性晶格中，单位晶层间的阳离子（Ca2+、Mg2+、 Na+、K+）被 NH4+ 取代后，可引起铵的固定。被吸附的铵离子脱去水合膜，进入黏土矿物单位晶层间表面由氧原子形成的六角形孔穴中，导致黏土矿物晶层的收缩，从而固定铵离子[26]。农业生产中铵的固定和释放影响了土壤氮供应和作物氮吸收，决定了氮肥的利用效率。铵离子矿物固定有助于减少 NH3 挥发损失，并且渗透到黏土矿物夹层后的 NH4+ 被排除在硝化作用之外，可以防止 NH4+ 的硝化浸出[27]。因此，矿物固定态铵可以作为一种缓冲器发挥作用，为肥料氮提供临时汇，随后作为植物吸收的氮源[28]。
1.2 土壤氮损失途径
土壤中氮的损失途径主要包括氨挥发、淋溶、反硝化和径流等过程。氨挥发是指 NH4+ 通过氨气 （NH3）形式从土壤中逸散到大气中。这种损失途径在碱性土壤中更为显著，特别是在施用尿素和铵态氮肥时[29]。氨挥发不仅降低氮肥利用效率，还会导致氮氧化物和 PM2.5 等二次污染物的形成，对大气环境造成不利影响[30-31]。氮淋溶发生在土壤水分含量较高的情况下，如在大量降水或过度灌溉时，土壤中的硝态氮会随着水分渗透到土壤深层，超出植物根系的吸收范围，最终进入地下水，导致农田中可利用氮素的减少和地下水污染[32]。径流损失则主要发生在暴雨或灌溉过多的情况下，当土壤无法吸收全部的降水时，地表水流携带着未被植物吸收的氮素（主要是硝态氮）流向附近的水体，导致农田中氮素的减少，并对附近的河流、湖泊和其他水体造成富营养化的威胁，造成藻类大量繁殖，水质恶化[33]。
此外，一些土壤微生物介导的主要氮循环过程也导致了土壤的氮素损失，如硝化作用和反硝化作用[34]。在硝化作用下土壤中的 NH4+ 被转化为 NO3-，这一过程通常在好氧条件下进行。然而，硝态氮不易被土壤固定，极易流失，通过渗漏进入地下水或径流流失[32-33]。反硝化作用则是在厌氧条件下，硝态氮被微生物还原为氮气（N2）或一氧化二氮（N2O），后者是一种强效的温室气体，这一过程不仅导致氮素的直接损失，还会对环境产生负面影响[35]。
硝化作用包括好氧氨氧化和亚硝酸盐氧化两个过程，其中氨氧化通常是整个硝化过程的限速步骤。一般认为，氨氧化细菌中氨氧化是通过两个步骤完成的，首先 NH4+ 通过氨单加氧酶催化生成 NH2OH，随后 NH2OH 经过羟胺氧化还原酶（HAO） 催化生成 NO2-[36]。而氨氧化古菌通过一种 Cu-HAO 催化 NH2OH 生成 NO2-[37]。大多数氨氧化细菌属于 Betaproteobacteria 和 Gammaproteobacteria 类，古细菌主要为 Thaumarchaeota 门，如 Nitrosopumilus maritimus[38]。亚硝酸盐氧化通过亚硝酸盐氧化还原酶（NXR）来完成。NXR 由需氧的亚硝酸盐氧化细菌（Alphaproteobacteria，Betaproteobacteria， Gammaproteobacteria，Chloroflexi，Nitrospinae 和 Nitrospirae）、厌氧光能营养细菌（Thiocapsa sp. KS1 和 Rhodopseudomonas sp. LQ17） 和厌氧氨氧化细菌编码生成[39]。值得注意的是，硝化作用会额外产生 H+，这可能是引起土壤酸化的重要原因之一[6]。
反硝化过程由反硝化微生物在厌氧条件下驱动发生，反硝化作用生物化学过程的通式表示为 2NO3- → 2NO2- → 2NO → N2O→N2。土壤反硝化作用的强度取决于土壤中 NO3- 的含量、易分解有机质含量、土壤通气状况、水分状况、温度和酸碱度等因素[40]。研究表明，反硝化的临界氧化还原电位约为 334 mV，最适 pH 为 7.0～8.2。在 pH 5.8 以下的酸性土壤，或在 pH 8.2 以上的碱性土壤中，反硝化作用显著下降[41]。土壤中已知的能进行反硝化作用的微生物是细菌和真菌，目前已知的细菌有 24 属，如不动杆菌属、假单胞菌属、芽孢杆菌属、固氮螺菌属、弧菌属、亚硝化单胞菌属等[42]。由反硝化微生物引起的反硝化过程是由反硝化微生物分泌的酶体系来催化的[43]。参与反应的酶系有异化硝酸盐还原酶（NAR 和 NAP）、亚硝酸盐还原酶（Cu-NIR 和 cd1-NIR）、一氧化氮还原酶（eNOR、qNOR、CuANOR、P450NORvw、 NORvw 和 HCP）和氧化亚氮还原酶（NOS）[42]。反硝化中的硝酸盐还原过程常和有机质[44]、甲烷[45]、硫化物[46]、氢或亚铁的氧化作用等偶联发生[47]。
2 氮高效利用的综合管理策略
由于氮素与作物产量的密切关系，提高氮的利用效率可能会带来产量的增加和氮污染减少。然而，最近的研究表明，如果仅考虑化肥氮的当季吸收，会大幅低估化肥氮的真实贡献，残留于土壤中的化肥氮大多能被后续作物持续利用[48]。可通过增强土壤对残余氮保留能力和可用性来减少累积氮损失，同时提高土壤氮素的累积[49]。基于此，提出了提高稻田氮肥利用率的“两步走”原则：①阻控当季氮肥损失、提高氮吸收；②增强土壤保氮能力。上述原则为优化施氮、提高氮肥利用率的技术研发提供了新视角[48]。
2.1 氮高效利用的施肥策略
在养分管理上，国际植物营养研究所提出了肥料高效利用的 4R 作物养分管理策略，即选择正确的肥料品种（Right source）、采用正确的肥料用量 （Right rate）、在正确的施肥时间（Right time）和施用在正确的位置（Right place）。这为氮素的减量高效利用提供了理论基础[50]。单纯减氮会降低作物产量，影响粮食安全。通过改进施肥技术可实现土壤氮肥减施和氮素的高效利用。采用侧深施肥技术将肥料精准地施于作物根系附近的土壤中，确保肥料集中在作物根系的生长范围内，满足其对氮素的需求，减少氮素的挥发和反硝化损失，从而通过减少氮肥用量实现减施目标[51]。缓控释肥通过物理或化学方法调控养分释放速率，使其与作物生长周期相匹配，实现氮肥“减量增效”，从而提高养分利用效率并减少流失[52]。一些抑制剂（如硝化抑制剂和脲酶抑制剂）的使用可以有效地调控氮素在土壤中的转化过程，减少氮素通过挥发、淋溶和反硝化作用造成的损失。脲酶抑制剂通过抑制脲酶的活性，减缓尿素分解的速度，从而减少氨挥发的风险[53]。这一过程延长了尿素在土壤中的存在时间，使其能够更均匀地释放铵态氮，供植物吸收。常见的脲酶抑制剂包括 N-丁基硫代磷酸三酰胺和 N-丁基二硫代磷酸三酰胺。硝化抑制剂通过抑制氨氧化菌的活性，从而减缓铵态氮转化为硝态氮的速度[54]，这一过程延长了土壤中铵态氮的存在时间，使其能够在植物根系附近更长时间地存在，从而提高了植物对氮素的吸收效率。常见的硝化抑制剂包括双氰胺、氯化吡啶酸和 3，4-二甲基吡唑磷酸盐[55]。
2.2 土壤地力提升与氮高效利用的双赢策略
前人研究发现，提升土壤综合基础肥力，并削减氮肥施用量，可实现作物产量和氮肥利用率的同步提高，达到粮食与生态双重安全目标[56]。如张军[57]研究显示，随着土壤综合肥力水平提升，适宜减少施氮量，可使最优氮肥利用率提高；丁哲利等[58]研究认为，在相同的优化施肥模式或施氮量下，土壤肥力较高的农田作物氮肥利用率高于低肥力农田。因此，提升土壤综合基础肥力是提高氮素利用效率和实现可持续农业生产的重要策略之一。
长期有机物料的添加可以显著提高土壤综合基础肥力，改善土壤的物理、化学和生物学特性，提高土壤氮的保供能力。如有机肥与秸秆还田可优化土壤团粒结构、增加土壤水肥保持能力和提升阳离子交换量，提高对土壤氮素的生物固持能力和减少氮素的流失风险，并在作物需肥时缓慢释放，实现作物需肥与土壤供肥的统一[25]。由于土壤肥力的提高和氮保供能力增强，生产上适当削减氮肥施用量可达到减肥增效的效果，从而提高氮素利用效率，达到粮食与生态双重安全目标[59-60]。
不同有机物料的添加可能导致土壤氮周转途径产生差异[61]，其中有机物料的 C/N 可能是土壤氮释放的最佳预测指标[62]。大多数的研究表明，在添加较低 C/N（<30）有机物料动物粪便试验中土壤通常表现为净氮矿化[62]。这主要由于低 C/N 的物料分解时，微生物有足够的氮源，因此，不会从土壤中争夺氮，反而通过增加土壤微生物活性释放氮，表现出土壤正激发效应，土壤的供氮能力增强。而与低 C/N 的有机物料相比，高 C/N 有机材料（如木本泥炭和生物炭）的添加可能会进一步强化氮素固定的过程[63]。一方面，这与木本泥炭和生物炭自身特性相关，其有机质和腐植酸含量高、疏松多孔、比表面积大和吸附能力强，可以通过物理吸附和化学键合作用将氮素以有机态或无机态的形式固定在土壤颗粒表面[64-66]。这种非生物固定途径能够减少氮素的流失，特别是在降水或灌溉条件下，有助于保持土壤中的氮素储量[67]。另一方面，高 C/N 材料中的氮限制导致微生物在分解这些材料时需要额外的氮素来维持其生长和代谢活动，从而加剧了氮素的生物固定现象[63]，导致土壤氮素的负激发效应。在这种生物固定过程中，微生物利用土壤中现存的可利用氮 （包括化肥氮）来分解高 C/N 材料，形成微生物生物量氮，这部分氮暂时被锁定在微生物体内，减少了短期内植物可利用的氮素[68]。然而，从长远来看，这种氮素生物固定途径对氮素利用效率的影响是双重的。一方面，短期内的氮素固定可能导致作物生长的氮素供应不足；另一方面，随着高 C/N 材料的逐渐分解，固定的氮素将被重新矿化和释放，形成一种稳定的氮素供应源，因此，从长期看，这部分固定的氮素再利用可提高土壤的氮素利用效率[48]。
3 土壤氮周转研究方法
土壤氮素固持能力与土壤氮转化特点决定氮素主导形态。土壤氮素转化速率可分为初级转化速率和净转化速率。前者指土壤氮从一种形态转化为另一种形态的实际转化率，后者通过测定单位时间内被转化的氮形态含量净下降或转化生成的氮形态含量净增加量获得。因为每种形态氮库均有多种输入和输出途径，所以，土壤中各种形态氮库的净转化速率是控制其含量变化的所有途径初级转化速率的综合结果[69-70]。因此要量化不同氮素管理下土壤氮素在不同转化过程中的分配比例、速率及去向，揭示氮素损失的关键节点和供保氮过程的调控机制，必须认识氮初级转化速率[71]。目前，15N 稳定同位素稀释和富集技术已经被广泛用于测定氮初级转化速率[71-73]。
3.1 15N 稳定同位素稀释技术基本原理
15N 稳定同位素稀释法是将某一形态的氮库用 15N 标记后，当其他未标记氮形态转化成为标记氮形态时，使该氮库中的 15N 丰度下降；相反，当标记氮向其他形态转化时，使转化生成的氮库中 15N 丰度提高。利用 15N 的稀释和富集，结合各形态氮库的含量变化可以计算土壤氮初级转化速率。早在 1954 年 Kirkham 等[74]将土壤氮区分成有机氮库和无机氮库，并假设① 15N和 14N 具有相同的被利用机会，②被微生物同化的标记 15N 不再矿化，③不发生氮的气态损失，如氨挥发和反硝化气体产物的损失，提出了土壤氮初级矿化速率和硝化速率的计算方法[74]。
3.2 土壤氮初级转化速率的数值模型
随着计算机技术的快速发展，两种数值模型分析方法在氮转化过程初级速率研究中的应用越来越受到重视[75-76]。与 Kirkham 等[74] 提出的稀释原理计算各过程的初级转化速率相比，数值模型优化方法能够应用于定量研究更多的氮初级转化速率。在前人研究成果的基础上，Mary 等[75] 建立了 FLUAZ 模型（图2）。采用 NH4+-15N 和 NO3--15N 成对标记方法，通过测定 NH4+-N 和 NO3--N 与有机氮含量和 15N 百分超随时间的变化，应用 FLUAZ 模型可以计算出土壤中 6 个氮初级转化速率，即有机氮矿化速率（m）、NH4+-N 生物同化速率（ia）、NO3--N 生物同化速率（in）、硝化作用速率（n）、氨挥发速率（v）和反硝化作用速率（d）。
图2FLUAZ 模型
Müller 等[76]提出了 Model B 概念模型，把有机氮区分成易矿化态和难矿化态，硝化作用区分成自养硝化和异养硝化，NO3--N 的转化包括了反硝化作用和 NO3--N 异化还原成 NH4+ （DNRA），同时还考虑到了吸附态或肥料中无机氮的释放速率，计算的初级转化速率参数达到 9 个。为了提高计算结果的精确性，Müller 等[77]引入了马尔柯夫链蒙特卡洛随机采样方法（MCMC 模型，图3），从而有效地避免了局域最小值问题，确保模型运算过程中找到真正的全局最小值。运用 MCMC 方法对过去文献中报道的实验数据进行重新计算，结果更加反映土壤氮素初级转化速率的真实情形。这一数值分析模型是现在应用最为广泛的土壤氮素初级转化速率计算方法[78-79]。
3.3 土壤氮转化过程功能微生物表征方法
土壤氮转化过程主要是由具有高度生理代谢多样性的微生物驱动的氮转化网络实现的[80]。因此，开展土壤氮转化过程功能微生物的研究对阐明土壤氮周转微生物学机制具有重要意义。已知由微生物驱动的氮素转化过程包括固氮、硝化、反硝化、厌氧氨氧化、异化 / 同化硝酸盐还原等至少 13 个氧化还原反应，涉及 8 种氮素价态[81]，这些氮转化过程互相偶联形成一个复杂的代谢网络 （图4）。
图3MCMC 数值分析模型
注：Nlab——易矿化有机氮库；Nrec——难矿化有机氮库；MNlab——易矿化有机氮库初级矿化速率；MNrec——难矿化有机氮库初级矿化速率； NH4+ ads——施用肥料后立即吸附 NH4+-N 的氮库：INH4-Nlab——同化到易矿化有机氮库的 NH4+-N 的同化过程速率；INH4-Nrec——NH4+-N 同化到难矿化有机氮库的同化速率；ONH4 ——自养硝化过程速率；ONrec——异养硝化过程速率；INO3 ——NO3--N 的同化过程速率；RNH4a——吸附的 NH4+-N 释放过程速率；ANH4 ——NH4+-N 吸附过程速率；DNO3 ——硝酸盐异化还原为铵速率。
功能微生物表征技术为解析土壤氮周转的生物驱动机制提供了分子层面的视角。目前对氮转化功能微生物表征的方法主要分为：①基于功能基因的实时荧光定量（qPCR）技术，通过设计特定引物利用 qPCR 技术对环境中氮转化微生物的特定功能基因进行丰度表征[82]；②基于功能基因的高通量测序技术，该技术可以获得氮转化功能微生物的群落信息，并可以进一步解析氮转化微生物群落分布和结构及其与环境因子的关系等[83]；③基于微生物活性的稳定同位素核酸探针（DNA/RNA-SIP）技术，可以把特定氮转化过程和驱动该过程的功能微生物类群相偶联[84]，对 13C-DNA/RNA 的宏基因组测序分析可以进一步获取功能微生物的基因组及其潜在生理代谢多样性等信息[85]；④基于转录组学、蛋白组学与代谢组学的整合应用，可实现从“基因表达潜力”到“蛋白质功能执行”再到“代谢产物输出”的全链条解析[86]；⑤基于细胞水平的标识，包括传统的荧光原位杂交技术 （FISH）[87-88]，以及最近发展起来的 FISH 和纳米二次离子质谱、扫描电子显微镜、拉曼光谱、流式细胞仪等技术的联合表征方法[89-91]。这些方法的综合运用有助于解析地球氮素转化过程背后的微生物学机制，对发现新的地球微生物氮素转化过程，以及发现驱动已知氮素转化过程的微生物新物种都有巨大帮助。
注：图中展示了参与氮循环的主要微生物酶系，有同化硝酸盐还原酶（NAS，nasA 和 nirA）；膜结合异化硝酸盐还原酶（NAR，narGH）和周质异化硝酸盐还原酶（NAP，napA）；亚硝酸盐氧化还原酶（NXR，nxrAB）；含血红素亚硝酸盐还原酶（cd1-NIR，nirS）和含铜亚硝酸盐还原酶（Cu-NIR， nirK）；细胞色素 c 依赖型一氧化氮还原酶（cNOR，cnorB）、对苯二酚依赖型一氧化氮还原酶（qNOR，norZ）、含铜对苯二酚依赖型一氧化氮还原酶（CuANOR）、NADH 依赖型细胞色素 P450 一氧化氮还原酶（P450NOR，p450nor）、黄素-二铁一氧化氮还原酶（NORvw，norVW）、杂合簇蛋白 （HCP，hcp）；羟胺氧化还原酶（HAO，hao）；氧化亚氮还原酶（NOS，nosZ）；一氧化氮歧化酶（NO-D，norZ）；同化亚硝酸盐还原酶（cNIR，nasB 和 nirB）；周质细胞色素 c 异化亚硝酸盐还原酶（ccNIR，nrfAH）；ε-羟胺氧化还原酶（ε-HAO，haoA）；八血红素亚硝酸盐还原酶（ONR）；八血红素连四硫酸盐还原酶（OTR）；钼-铁（MoFe，nifHDK）、铁-铁（FeFe，anfHGDK）、钒-铁（VFe，vnfHGDK）固氮酶：联氨脱氢酶（HDH， hdh）；联氨合成酶（HZS，hzsCBA）；氨单加氧酶（AMO，amoCAB）。图中蓝色内容为目前常用于 qPCR 及克隆文库 / 高通量测序的靶标功能基因。
4 展望
基于“两步走”原则（阻控当季氮损失、增强土壤保氮能力），未来需进一步研发新型复合抑制剂或新型缓释肥产品，配套农机农艺融合方案集成智能化施肥技术，以实现氮素释放与作物需求的精准匹配。通过结合同位素标记技术明确不同有机物料（如生物炭、秸秆、粪肥）对土壤氮矿化-固持的动态关系，探明土壤地力提升对氮循环的长期调控机制，为制定科学的土壤氮素管理策略、建立区域性有机-无机配施标准和提高土壤氮素利用效率提供理论依据。此外，结合宏基因组测序分析、转录组学、蛋白组学和代谢组学可进一步阐明氮循环过程中功能微生物的作用机制，全面深入地揭示微生物在氮肥循环过程中功能基因和蛋白的表达与合成，解释核心代谢途径，从而解析微生物驱动土壤氮转化机制，构建土壤氮循环微生物网络模型，预测和管理土壤氮素动态。