双氰胺对农田温室气体CH4和N2O排放的影响综述

王国强， 薛书浩， 孙焕明

(1.西藏职业技术学院农业科学技术学院，西藏拉萨 850030； 2.福建农林大学资源与环境学院，福建福州 350002)

政府间气候变化专门委员会(Intergovernmental Panel on Climate Change，简称IPCC)第5次评估报告(2013年)明确指出，人类活动引起的温室气体浓度增加极可能是导致气候变暖的主要原因[1]。农业每年温室气体排放量为5.1～6.1 Pg CO2-eq(二氧化碳当量)，占全球温室气体排放总量的 10%～12%，其中农业活动排放的CH4和N2O约占全球人为排放量的52%和84%[2]。自从发明并应用于农业生产以来，化肥为农业发展作出了巨大贡献。但随着化肥特别是氮素化肥施用量的逐年增加，在提高农作物产量和经济效益的同时，由于挥发、径流、淋溶以及硝化反硝化等途径损失造成了氮肥利用率过低、地下水硝酸盐浓度和农田生态系统大气CH4和N2O浓度不断增加等一系列严重的环境问题[3-4]。我国是世界上氮肥施用最多的国家之一，2014年氮肥施用量已达到 2.39×107t[5]。通过施用氮肥从农田释放出来的N2O排放量占农业源N2O排放量的80%[6-7]。稻田是农业土壤CH4的最主要排放源，每年排放33～40 Tg的CH4，占人为CH4排放总量的11.7%～26.2%，占农业活动CH4排放总量的22.5%～50.4%[8-9]。化学氮肥施用量的增加不仅对土壤N2O排放有促进作用，同时也对稻田CH4排放有重要影响[10]。

硝化抑制剂是通过抑制土壤中的亚硝化细菌等微生物活性起到延缓细菌氧化NH4+作用，从而提高氮肥利用率的有机或无机化合物的总称。硝化抑制剂可抑制硝化作用延长土壤中的铵态氮向硝态氮转化的时间，减少氮素淋溶损失、提高氮素利用率、提高作物产量并降低温室气体CH4和N2O排放[11-14]。国际上对硝化抑制剂的研究起步较早，迄今为止，已知的硝化抑制剂有数百种，但只有少数具有商业用途，如双氰胺(dicyandiamide，简称DCD)、2-氯-6-(三氯甲基)吡啶(nitrapyrin)、3，4-二甲基吡唑磷酸盐(3，4-dimethylpyrazole phosphate，简称DMPP)、乙炔(acetylene，C2H2)等，其中在农业生产上较有应用前景的是双氰胺。本文回顾了硝化抑制剂DCD的研究历史，并全面评述了DCD的特性、作用机理、施用效果，以期为农业中合理施用DCD、降低农田CH4和N2O排放、提高作物产量和进一步研究提供理论基础和科学依据。

1 硝化抑制剂DCD的特性

1918年科学家首次报道了DCD具有硝化抑制特性。20世纪50年代Nommik、Brioux等发现双氰胺能抑制土壤中铵肥的硝化。但是直到20世纪60年代美国、日本和前联邦德国等国家才在合成硝化抑制剂的生产上获得了重大突破，最广为人知的是双氰胺(DCD)和2-氯-6-(三氯甲基)吡啶(nitrapyrin)[15]。20世纪70、80年代美国把DCD作为一种商品应用于农业生产并进行推广。前联邦德国特罗斯特贝格市的SKW公司利用双氰胺具有硝化抑制特性注册了商品名为Didin的硝化抑制剂产品[16]。日本的住友化学工业公司利用双氰胺具有硝化抑制作用并作为提高水溶性氮含量的手段，生产出商标为AUF含10%双氰胺的脲醛[17]。1971年中国通过循环连续法生产双氰胺试验获得成功[18]。1972年中国首次报道了国外硝酸化抑制剂DCD的生产和施用情况[19]。1975年中国首次报道了DCD在农业上的应用，DCD在水稻旱直播幼苗旱长田施用，对抑制土壤硝化菌活动，减缓铵态氮的硝化作用及延长肥效期等方面具有显著的作用，增产效果甚为明显[20]。

双氰胺为氰胺(cyanamide)的二聚物，也是胍的氰基衍生物。分子式为H2NC(NH)2CN，白色结晶粉末，分子量为 84.08，密度为1.400 g/cm3，熔点为209.5 ℃，不吸湿，不挥发，无毒，能溶于水(41.3 g/L)和其他溶剂，干燥时物理和化学性质稳定。与目前市场上常用的合成硝化抑制剂相比，DCD具有显著的硝化抑制效果；在土壤中通过鸟苷脲、胍和脲生成CO2、NH4+和H2O，易于生物降解，对环境不产生污染，更环保[21-22]；含氮量高(66.7%)，可以起到缓释氮肥的作用；挥发性小，适宜与固态氮肥配合施用；易溶于水，可以和液态的有机肥如牛粪或畜禽粪便结合施用来延缓硝化作用；减少土壤硝化反硝化过程中产生的N2O，降低稻田温室气体(主要是CH4和N2O)排放量[23]；生产成本低，价格低廉，用量少，应用简单，使其具有更大的农业推广现实意义。

2 DCD影响温室气体排放的作用机理

2.1 DCD影响CH4排放的作用机理

水稻田是大气CH4浓度升高的主要人为源，也是农田生态系统中CH4的最主要排放源。土壤中CH4的生成和消耗是土壤物质和土壤微生物共同作用的结果。在厌氧条件下，厌氧细菌首先将土壤有机物质、植物根系分泌物、死亡的植物根系或残茬、死亡的土壤动物和微生物及残体、有机肥等有机物质逐步降解为有机酸、醇、CO2等小分子化合物，然后在产CH4菌作用下将小分子化合物转化为CH4；生成的CH4有70%～90%在土壤或水层中通过甲烷氧化菌的作用被氧化，剩余的较少部分CH4排放到大气中[24]。因此稻田CH4排放主要由甲烷产生、甲烷氧化和甲烷从土壤传送到大气3个过程决定的，每个过程受到影响都会影响到CH4排放。

施用DCD对CH4排放的影响目前的报道还不一致。施入DCD影响稻田CH4排放作用机理有：(1)DCD能够抑制产甲烷菌生长和活性有效控制稻田CH4排放[23，25]；(2)淹水稻田施入DCD硝化作用是不太可能发生的，土壤中的氮素以NH4+-N为主，NH4+促进甲烷氧化菌的生长和甲烷氧化，导致CH4排放减少[26]；(3)施用DCD能增加地上部分水稻植株生物量，水稻根际呈现较强的氧化状态，提高水稻根际氧化CH4能力，从而降低CH4排放[27]。Xu等研究发现施入DCD能提高水稻根际的土壤Eh，特别是水稻生长旺盛的分蘖期，土壤Eh越高，CH4排放越少[28]；(4)DCD通过抑制甲烷氧化菌的活性提高CH4排放。土壤中氨氧化菌和甲烷氧化菌均可以氧化甲烷。DCD能够抑制氨氧化菌的生长和活性，从而抑制甲烷被甲烷氧化菌所氧化，使CH4排放量增加。水稻在淹水厌氧情况下土壤中的矿质氮以NH4+形式存在，NH4+和CH4分子大小相近、分子结构相似，NH4+竞争CH4氧化菌酶系统[主要是甲烷单加氧酶(MMO)]相同的位点，降低了CH4氧化酶的活性，从而抑制CH4氧化的作用，促进CH4的排放[29-30]。

2.2 DCD抑制N2O排放的作用机理

农田生态系统是大气中N2O的重要来源之一，农田中过量施入氮肥，促进土壤微生物活动，氮素在硝化、反硝化微生物参与下，通过硝化和反硝化作用转化为N2O。硝化作用分2个阶段[31]：氨氧化阶段和硝化阶段。这2个阶段步只要其中1个反应阶段受到抑制，整个硝化作用过程就会被抑制。氨氧化阶段由氨氧化细菌(ammonia-oxidizing bacteria，简称AOB)或氨氧化古菌(ammonia-oxidizing archaea，简称AOA)2类化能自养型微生物在氨单加氧酶(ammonia monooxygenase，简称AMO)催化下完成[32]；AOB中的AMO是由amoA和amoB、amoC等3个亚基组成的三聚体膜结合蛋白[33]，其中amoA亚基含有氨单加氧酶的活性位点，可催化氨(NH3)氧化成羟胺(NH2OH)，羟胺再经由羟胺氧化还原酶(hydroxylamine oxidoreductase，简称HAO)作用生成NO2-；而AOA中的AMO基因中一定含有编码amoA亚基的基因，但不一定同时含有编码amoA、amoB和amoC等3个亚基的基因[34]，此外，在AOA中检测不到HAO基因，同时AOA也缺少编码细胞色素c的基因[35-36]。硝化阶段由硝化细菌(nitrite-oxidizing bacteria，简称NOB)在亚硝酸盐氧化还原酶(nitrite oxidoreductase，简称NOR)催化下完成[37-38]。在氨氧化过程中，中间产物会发生化学分解而生成N2O[39]。反硝化作用通常在兼气或低氧土壤系统中在硝酸盐还原酶(nitrate reductase，简称Nar)、亚硝酸盐还原酶(nitrite reductase，简称Nir)、一氧化氮还原酶(nitric oxide reductase，简称Nor)和氧化亚氮还原酶(nitrous oxide reductase，简称Nos)作用下完成，在中间过程中释放N2O[40]。

3 农田施用DCD的温室气体减排效果

CH4和N2O是农业生态系统中十分重要的2种温室效应气体。温室气体减排效果可用温室气体排放量、综合温室效应(global warming potential，简称GWP)、温室气体排放强度(GHGI)和净生态系统经济预算(NEEB)4种指标来表征。温室气体排放总量表征的是在一定时期内不同温室气体排放的总量，GWP表征的是在一定时间尺度上CH4和N2O的综合温室气体效应，GHGI表征的是单位产量的综合温室效应，NEEB表征的是温室气体减排带来的经济和环境效益。DCD是一种缓释氮肥和抑菌剂，可抑制氨氧化菌、产甲烷菌和甲烷氧化菌的活性，并且促进作物生长，因此施用DCD可影响农田温室气体排放。目前，有关施用DCD对农田温室排放影响方面的研究仍较少。

3.1 施用DCD对农田温室气体排放的影响

在不同的农业生态系统中DCD抑制硝化作用和N2O排放是有效的[48-51]。吴得峰等在田间条件下研究添加DCD对玉米田N2O排放及硝态氮残留的影响，结果显示，减量施氮下添加DCD可使N2O排放量降低28.1%，并且降低了土壤剖面硝态氮的残留量[52]。Cui等研究集约化蔬菜生产系统下施用DCD对硝酸盐淋溶和N2O排放的影响，结果显示，与单独施用氮肥相比，黄棕壤和潮土DCD与氮肥混施，硝酸盐淋溶量分别减少58.5%和36.2%，N2O排放量分别减少83.8%和72.7%；结果表明，DCD可减少NO3-淋溶和N2O排放，使蔬菜生产更环保[51]。DCD对CH4排放的影响目前报道不一，Boeckx等利用盆栽试验评估麦稻轮作下尿素与DCD对减少CH4和N2O排放的有效性，结果显示，麦季尿素与DCD混施可使农田土壤N2O排放量减少22.3%，稻季尿素与DCD混施N2O排放量减少47%，CH4排放量减少53.1%[53]。Cahalan等研究爱尔兰草原施用牛粪尿后DCD对CH4和N2O排放的影响，结果显示DCD显著减少N2O累积排放量，而对CH4排放量没有影响[50]。

3.2 施用DCD对农田综合温室效应的影响

由于CO2、CH4和N2O具有不同的增温效应，它们对全球变暖影响的贡献也各不相同。据IPCC统计，在100年时间尺度上，CH4和N2O的全球增温潜势分别为CO2的25倍和298倍[54]。通常用GWP来估算农田CH4和N2O对气候变化的综合效应[55]，其计算公式为：

GWP=GWPCH4+GWPN2O=25×RCH4+298×RN2O。

式中：RCH4为研究阶段内CH4的累积排放量；RN2O为研究阶段内N2O的累积排放量。

从已报道的施用DCD试验结果来看，多数情况下施用DCD具有明显降低农田GWP的作用。旱田GWP主要来源于N2O排放，CH4对旱田GWP的贡献仅占很小比例。旱田施用DCD可降低GWP，主要是因为DCD降低了土壤中N2O排放。郝小雨等研究发现，黑土玉米田等量施氮时，添加DCD会使GWP降低44.6%[56]。而水稻田中施用DCD可降低GWP主要因为DCD降低了土壤中CH4排放。Glosh等对印度北部灌溉稻田排放进行研究发现，与不施DCD相比，DCD与尿素或硫酸铵混施会使GWP分别减少23.9%和 24.7%[57]。DCD施用时间影响稻田CH4和N2O排放，因而也对GWP产生影响。Li等在相同施肥条件下通过盆栽试验和田间试验研究DCD不同施用时间对稻田土壤CH4和N2O排放的影响，结果显示，DCD与基肥混施、分蘖肥后施入、穗肥后施入与单独施用尿素相比，N2O排放量分别减少8%、30%和2%，CH4排放量分别减少21%、8%和1%，GWP分别减少11.2%、24.9%和1.4%[58]。

3.3 施用DCD对农田温室气体排放强度的影响

GHGI是指单位作物产量的综合温室效应[59]，其计算公式为：

GHGI=GWP/产量。

它是评价不同试验处理温室效应的综合指标，与GWP评价指标相比，其优点在于将综合温室效应与作物产量相结合，综合评价农业生态系统的环境效应与作物产量带来的经济效益，因而有利于决策者制定相关的农业生产政策[60]。

施用DCD不仅影响CH4和N2O排放、GWP，还会对作物产量产生影响。DCD对作物产量的影响报道不一：可提高作物产量和对作物产量没有影响[61]。Yang等发现减少氮肥施用量和DCD混施，春玉米的产量与CK相比增加了17.8%，与传统施用氮肥量相比产量保持不变。纪洋等研究相同施肥条件下DCD不同施用时间对小麦生长期N2O排放的影响，结果显示，与尿素处理相比，基肥配施DCD、追肥配施DCD和基追肥按比例配施DCD使N2O排放量分别减少21%、26%和35%；与尿素处理相比，基肥配施DCD和基追肥按比例配施DCD，小麦产量分别增加8%和7%，而追肥配施DCD处理小麦产量无显著性差异[62]。在印度北部灌溉稻田施入DCD可提高水稻产量，DCD与硫酸铵混施能显著提高水稻的生物量，但对水稻分蘖数几乎不产生影响[57]。而Mall等在该地研究发现，施用DCD会略微降低水稻产量，因此施用DCD可以影响GHGI，如DCD施入黑土玉米田，玉米产量并没有明显变化，但因GWP显著降低，故玉米田中施入DCD会使GHGI显著降低；在水稻田中，施用DCD可使GHGI显著降低[63]。Liu等研究发现，水稻种植系统下施用DCD可显著减少CH4和N2O排放；与湿润灌溉相比，湿润灌溉结合施用DCD处理可使CH4、N2O排放量、GWP和GHGI分别减少25%～38%、7%～8%、18%～30%和22%～34%，同时水稻产量增加 6%～7%[64]。

3.4 施用DCD对农田净生态系统经济预算的影响

NEEB是农业生产和农业活动的主要考虑因素，它直接影响政府决策和农民参与的热情程度[65]，可用来表示不同农艺措施下农业生产力和环境可持续性之间的关系(例如温室气体排放量)，对实施不同措施的农田进行经济可行性评价[66]，为决策部门指导农民制定相关政策提供科学依据。其计算公式如下：

NEEB=产量收益-农业活动成本-GWP成本[65]。

式中：产量收益用当前农产品价格和产量来计算；农业活动成本包括机械耕作和收获、种子、化肥、DCD、农药和除草剂等费用；GWP成本根据碳交易价格和GWP来计算。

虽然在旱地和稻田中施用DCD对CH4和N2O排放、作物产量和GWP的影响已被较为广泛研究，但是施用DCD对NEEB影响几乎没人关注。许多研究把重点放在了施用DCD对农田经济效益的影响[23，67]。郝小雨等通过综合评价肥料成本和碳信用收益，发现黑土玉米田减量施氮配施DCD较习惯施肥处理可增收139.23元/hm2[56]。Glosh等通过对施用DCD的成本、温室气体减排成本(即GWP成本)和施用DCD增产所带来的收益进行评价，发现印度北部灌溉稻田DCD与尿素或硫酸铵混施与不施DCD相比，分别可增收171、4美元/hm2。然而这些研究在计算时不是没有包括GWP，就是没有计算出净经济收入(即NEEB)。施用DCD的综合经济评价系统不仅要考虑水稻产量收益和农业活动成本，也要把GWP成本考虑进去[57]。同时，在一些农业生态系统中由于施用DCD增加了农业活动成本，再加上市场上碳交易价格较低，因此施用DCD的经济可行性可能会受到限制。

4 总结与展望

综上所述，施用DCD可影响农田温室气体排放。施用DCD可能通过影响NH4+浓度、产甲烷菌和甲烷氧化菌的群落组成、丰度及活性、地上部分植株生物量来影响农田土壤CH4的排放。施用DCD可抑制参与硝化和反硝化作用的底物及功能微生物中的氨单加氧酶活性，从而抑制N2O的排放。总之，施用DCD对旱地和稻田CH4和N2O排放的影响因土壤类型、施肥种类及施用量、DCD施用量、土壤温度、土壤水分、土壤酸碱状况的不同而呈现出不同的效果。

施用DCD不仅可以影响温室气体排放和作物产量，还可以对GWP、GHGI和NEEB产生影响。多数情况下施用DCD具有明显降低农田GWP的作用。鉴于DCD可降低GWP和GWP成本，而会使作物产量增加或不受影响，同时增加了施用DCD的成本，因此施用DCD可进一步降低农田的GHGI，而施用DCD对NEEB的影响取决于施用DCD增产所带来的收益与施用DCD的成本和GWP成本差值的大小。

针对施用DCD对温室气体净排放的影响，今后需要进一步加强的研究方向有以下几个方面：(1)在我国典型农区开展施用DCD对农田温室气体净排放的影响试验。目前，关于施用DCD对农田温室气体净排放的影响在美国、欧洲、印度，特别是新西兰草原应用和研究较多，而我国仅在东北部的玉米种植区、中部的水稻及蔬菜种植地开展研究，为探明施用DCD对我国其他典型农区农田固碳减排的效果，有必要在这些农区开展施用DCD的农田温室气体排放研究。(2)针对我国主要土壤类型、施肥种类及施用量、DCD施用量、土壤温度、土壤水分开展施用DCD对温室气体排放影响的机理研究。由于施用DCD后，往往因上述因素的不同而对土壤物理、化学和微生物产生特定的影响，从而对温室气体排放也可能产生不同的影响。目前，在我国开展的施用DCD对农田土壤温室气体排放影响的机理研究还很少，有必要从土壤物理、化学以及影响温室气体排放的微生物及其酶类来开展这方面的机理研究，为科学合理利用和减缓农田温室气体排放提供理论和决策依据。

[1]IPCC. The physical science basis[R]. Working Group Ⅰ Contribution to the IPCC Fifth Assessment Report (AR5)，2013.

[2]Smith P，Martino D，Cai Z C，et al. Greenhouse gas mitigation in agriculture[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society of London，2008，363(1492)：789-813.

[3]Ju X T，Xing G X，Chen X P，et al.Reducing environmental risk by improving N management in intensive Chinese agricultural systems[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2009，106(9)：3041-3046.

[4]Liu X J，Zhang F S. Nitrogen fertilizer induced greenhouse gas emissions in China[J]. Current Opinion in Environmental Sustainability，2011，3(5)：407-413.

[5]中华人民共和国国家统计局.中国统计年鉴[M]. 北京：中国统计出版社，2015.

[6]Park S，Croteau P，Boering K，et a1.Trends and seasonal cycles in the isotopic composition of nitrous oxide since 1940[J]. Nature Geoscinece，2012，5(4)：261-265.

[7]Sönke Zaehle，Philippe Ciais，Andrew D. Friend，et al.Carbon benefits of anthropogenic reactive nitrogen offset by nitrous oxide emissions[J]. Nature Geoscinece，2011，4(9)：601-605.

[8]Liu X B，Zeng Y Z，Wang H Y.Impact of long-term fertilization on the composition of denitrifier communities based on nitrite reductase analyses in a paddy soil[J]. Microbial Ecology，2010，60 (4)：850-861.

[9]Smith P，Martino D，Cai Z C，et al.Policy and technological constraints to implementation of greenhouse gas mitigation options in agriculture[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2007，118(1/2/3/4)：6-28.

[10]易 琼，逄玉万，杨少海，等. 施肥对稻田甲烷与氧化亚氮排放的影响[J]. 生态环境学报，2013，22(8)：1432-1437.

[11]Linquist B A，Liu L，Kessel C V，et al. Enhanced efficiency nitrogen fertilizers for rice systems：Meta-analysis of yield and nitrogen uptake[J]. Field Crops Research，2013，154(3)：246-254.

[12]王国强，孙焕明，彭 婧，等. 生物硝化抑制剂应用研究进展[J]. 安徽农业科学，2016，44(11)：66-69.

[13]俞巧钢，殷建祯，马军伟，等. 硝化抑制剂DMPP应用研究进展及其影响因素[J]. 农业环境科学学报，2014，33(6)：1057-1066.

[14]常婷婷，张 洁，吴鹏飞，等. 设施土壤次生盐渍化防治措施的研究进展[J]. 江苏农业科学，2011，39(4)：449-452.

[15]Amberger A.Research on dicyandiamide as a nitrification inhibitor and future outlook[J]. Communications in Soil Science & Plant Analysis，2008，20(19)：1933-1955.

[16]Rajbanshi S S，Benckiser G，Ottow J C G. Effects of concentration，incubation temperature，and repeated applications on degradation kinetics of dicyandiamide (DCD) in model experiments with a silt loam soil[J]. Biology & Fertility of Soils，1992，13(2)：61-64.

[17]上海化工研究院技术情报室. 国外氮肥工业概况[J]. 化肥工业，1975(1)：44-54.

[18]杭州化工厂革委会. 循环连续法生产双氰胺获得成功[J]. 杭州化工，1971(5)：13-15.

[19]中国农林科学院. 国外化肥的生产与施用[J]. 今日科技，1972(17)：23-25.

[20]国营灵武农场，宁夏回族自治区化工研究所. 水稻旱直播幼苗旱长田施用氮肥增效剂试验简报[J]. 宁夏农林科技，1975(11)：20-23.

[21]Amberger A. Potentials of nitrification inhibitors in modern N-fertilizer management[J]. Journal of Plant Nutrition & Soil Science，1986，149(4)：469-484.

[22]Schwarzer C，Haselwandter K. Enzymatic degradation of the nitrification inhibitor dicyandiamide by a soil bacterium[J]. Soil Biology & Biochemistry，1991，23(3)：309-310.

[23]李香兰，徐 华，蔡祖聪. 氢醌、双氰胺组合影响稻田甲烷和氧化亚氮排放研究进展[J]. 土壤学报，2009，46(5)：917-924.

[24]王明星. 中国稻田甲烷排放[M]. 北京：科学出版社，2001：83-172.

[25]Lindau C W，Bollich P K，Delaune R D，et al. Methane mitigation in flooded Louisiana rice fields[J]. Biology & Fertility of Soils，1993，15(3)：174-178.

[26]Schimel J. Rice，microbes and methane[J]. Nature，2000，403(6768)：375-377.

[27]Xu X K，Wang Y S，Zheng X H，et al. Methane emission from a simulated rice field ecosystem as influenced by hydroquinone and dicyandiamide[J]. Science of the Total Environment，2000，263(1/2/3)：243-253.

[28]Xu X，Boeckx P，Cleemput O V，et al. Mineral nitrogen in a rhizosphere soil and in standing water during rice (OryzasativaL.) growth：effect of hydroquinone and dicyandiamide[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2005，109(109)：107-117.

[29]Aronson E L，Helliker B R. Methane flux in non-wetland soils in response to nitrogen addition：a meta-analysis[J]. Ecology，2010，91(11)：3242-3251.

[30]Gulledge J，Doyle A P，Schimel J P. Different NH4+inhibition patterns of soil CH4，consumption：A result of distinct CH4oxidizer populations across sites[J]. Soil Biology & Biochemistry，1997，29(1)：13-21.

[31]Prosser J I.Autotrophic nitrification in bacteria[J]. Advances in Microbial Physiology，1989，30(1)：125-181.

[32]Zhang L M，Hu H W，Shen J P，et al. Ammonia-oxidizing archaea have more important role than ammonia-oxidizing bacteria in ammonia oxidation of strongly acidic soils[J]. Isme Journal，2012，6(5)：1032-1045.

[33]Arp D J，Sayavedra-Soto L A，Hommes N G. Molecular biology and biochemistry of ammonia oxidation byNitrosomonaseuropaea[J]. Archives of Microbiology，2002，178(4)：250-255.

[34]Treusch A H，Leininger S，Kletzin A，et al. Novel genes for nitrite reductase and Amo-related proteins indicate a role of uncultivated mesophilic crenarchaeota in nitrogen cycling[J]. Environmental Microbiology，2005，7(12)：1985-1995.

[35]Hallam S J，Mincer T J，Schleper C，et al.Pathways of carbon assimilation and ammonia oxidation suggested by environmental genomic analyses of marine Crenarchaeota[J]. PLoS Biology，2006，4(4)：520-536.

[36]Walker C B，de la Torre J，Klotz M G，et al.Nitrosopumilus maritimus genome reveals unique mechanisms for nitrification and autotrophy in globally distributed marine crenarchaea[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2010，107(19)：8818-8823.

[37]武志杰，史云峰，陈利军. 硝化抑制作用机理研究进展[J]. 土壤通报，2008，39(4)：962-970.

[38]朱永官，王晓辉，杨小茹，等. 农田土壤N2O产生的关键微生物过程及减排措施[J]. 环境科学，2014，35(2)：792-800.

[39]Frame C H，Casciotti K L. Biogeochemical controls and isotopic signatures of nitrous oxide production by a marine ammonia-oxidizing bacterium[J]. Biogeosciences，2010，7(2)：2695-2709.

[40]Morley N，Baggs E M，Dörsch P，et al. Production of NO，N2O and N2by extracted soil bacteria，regulation by NO2-and O2concentrations[J]. Fems Microbiology Ecology，2008，65(1)：102-112.

[41]Di H J，Cameron K C，Sherlock R R，et al. Nitrous oxide emissions from grazed grassland as affected by a nitrification inhibitor，dicyandiamide，and relationships with ammonia-oxidizing bacteria and archaea[J]. Journal of Soils & Sediments，2010，10(5)：943-954.

[42]O'Connor P J，Hennessy D，Brophy C，et al. The effect of the nitrification inhibitor dicyandiamide (DCD) on herbage production when applied at different times and rates in the autumn and winter[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2012，152(10)：79-89.

[43]Mccarty G W，Bremner J M，Lee J S. Inhibition of plant and microbial ureases by phosphoroamides[J]. Plant & Soil，1990，127(2)：269-283.

[44]孙志梅，武志杰，陈利军，等. 土壤硝化作用的抑制剂调控及其机理[J]. 应用生态学报，2008，19(6)：1184-1187.

[45]Di H J，Cameron K C，Shen J P，et al. A lysimeter study of nitrate leaching from grazed grassland as affected by a nitrification inhibitor，dicyandiamide，and relationships with ammonia oxidizing bacteria and archaea[J]. Soil Use & Management，2009，25(4)：454-461.

[46]Iizumi T，Mizumoto M，Nakamura K. A bioluminescence assay using Nitrosomonas europaea for rapid and sensitive detection of nitrification inhibitors[J]. Applied & Environmental Microbiology，1998，64(10)：3656-3662.

[47]张苗苗，沈菊培，贺纪正，等. 硝化抑制剂的微生物抑制机理及其应用[J]. 农业环境科学学报，2014，33(11)：2077-2083.

[48]Lan T，Han Y，Roelcke M，et al. Effects of the nitrification inhibitor dicyandiamide (DCD) on gross N transformation rates and mitigating N2O emission in paddy soils[J]. Soil Biology & Biochemistry，2013，67：174-182.

[49]Yang L，Wang L G，Li H，et al. Impacts of fertilization alternatives and crop straw incorporation on N2O emissions from a spring maize field in Northeastern China[J]. Journal of Integrative Agriculture，2014，13(4)：881-892.

[50]Cahalan E，Ernfors M，Müller C，et al. The effect of the nitrification inhibitor dicyandiamide (DCD) on nitrous oxide and methane emissions after cattle slurry application to Irish grassland[J]. Agriculture Ecosystems & Environment，2015，199(1)：339-349.

[51]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 & Sediments，2011，11(5)：722-730.

[52]吴得峰，姜继韶，高 兵，等. 添加DCD对雨养区春玉米产量、氧化亚氮排放及硝态氮残留的影响[J]. 植物营养与肥料学报，2016，22(1)：30-39.

[53]Boeckx P，Xu X，Cleemput O V，et al. Mitigation of N2O and CH4emission from rice and wheat cropping systems using dicyandiamide and hydroquinone[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems，2005，72(1)：41-49.

[54]IPCC. The physical science basis[R]//Solomon S，Qin D，Manning，et al. Contribution of working group I to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change. Cambridge：Cambridge University Press，2007.

[55]Frolking S，Li C，Braswell R，et al. Short- and long-term greenhouse gas and radiative forcing impacts of changing water management in Asian rice paddies[J]. Global Change Biology，2004，10(7)：1180-1196.

[56]郝小雨，周宝库，马星竹，等. 氮肥管理措施对黑土玉米田温室气体排放的影响[J]. 中国环境科学，2015，35(11)：3227-3238.

[57]Ghosh S，Majumdar D，Jain M C. Methane and nitrous oxide emissions from an irrigated rice of North India[J]. Chemosphere，2003，51(3)：181-195.

[58]Li X L，Zhang X Y，Xu H，et al. Methane and nitrous oxide emissions from rice paddy soil as influenced by timing of application of hydroquinone and dicyandiamide[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems，2009，85(1)：31-40.

[59]Ma Y C，Kong X W，Yang B，et al. Net global warming potential and greenhouse gas intensity of annual rice-wheat rotations with integrated soil-crop system management[J]. Agriculture，Ecosystems and Environment，2013，164(1)：209-219.

[60]秦晓波，李玉娥，万运帆，等. 免耕条件下稻草还田方式对温室气体排放强度的影响[J]. 农业工程学报，2012，28(6)：210-216.

[61]Huang Y Z，Feng Z W，Wang X K，et al. Research progress of nitrification inhibitors applied in agriculture[J]. Chinese Journal of Soil Science，2002，33(4)：310-315.

[62]纪 洋，余 佳，马 静，等. DCD不同施用时间对小麦生长期N2O排放的影响[J]. 生态学报，2011，31(23)：7151-7160.

[63]Malla G，Bhatia A，Pathak H，et al. Mitigating nitrous oxide and methane emissions from soil in rice-wheat system of the Indo-Gangetic plain with nitrification and urease inhibitors[J]. Chemosphere，2005，58(2)：141-147.

[64]Liu G，Yu H Y，Zhang G B，et al. Combination of wet irrigation and nitrification inhibitor reduced nitrous oxide and methane emissions from a rice cropping system[J]. Environmental Science & Pollution Research，2016，189(23)：1-11.

[65]Li B，Fan C H，Zhang H，et al. Combined effects of nitrogen fertilization and biochar on the net global warming potential，greenhouse gas intensity and net ecosystem economic budget in intensive vegetable agriculture in Southeastern China[J]. Atmospheric Environment，2015，100(1)：10-19.

[66]Zhang Z S，Guo L J，Liu T Q，et al. Effects of tillage practices and straw returning methods on greenhouse gas emissions and net ecosystem economic budget in rice-wheat cropping systems in Central China[J]. Journal of Development Economics，2015，65(2)：291-306.

[67]贺 非，马友华，杨书运，等. 不同施肥技术对单季稻田CH4和N2O排放的影响研究[J]. 农业环境科学学报，2013，32(10)：2093-2098.