硝态氮(NO₃^-)是土壤氮素的重要赋存形态，在厌氧环境下极易被还原^[1]。由于微生物种类以及氧(O₂)条件的差异，NO₃^-还原主要可区分为同化还原和异化还原途径^[2]。同化还原的目的是利用NO₃^-合成细胞物质，整个过程中既没有NO₂^-的积累，也没有NH₄⁺的产生。然而，与之不同的是，异化还原过程则可根据产物的不同再分为两种途径，一种途径以N₂O、N₂为产物，称为反硝化(Denitrification)；另一种途径以NH₄⁺为产物，称为硝态氮异化还原成铵(Dissimilatory nitrate reduction to ammonium,DNRA)^{[1, 2, 3, 4]}。

传统观念认为，嫌气或低氧条件下，土壤中的NO₃^-易发生反硝化作用^{[3, 5, 6]}，NO₃^-经反硝化气态损失掉^[7]，损失率为0.1%—52%^[8]。与反硝化造成的氮损失相反，在某些特定条件下，DNRA过程可为作物提供其可直接吸收利用和淋溶性较小的NH₄⁺。DNRA过程早在1938年即被发现^{[1, 9]}，但受研究方法和技术手段的限制，该过程的研究曾一度被忽视^{[10, 11]}。不过近年来分离培养技术的不断更新^{[1, 3]}以及¹⁵N示踪方法和测定技术^{[11, 12]}的发展都为DNRA过程的研究提供了可能。新近研究发现，DNRA过程在土壤氮素循环中起着重要作用，可转化农田生态系统中3.9%—25.4%的NO₃^{-[12, 13]}；在森林生态系统中，DNRA过程甚至超越反硝化过程^[14]，占到NO₃^-总消耗量的98.4%—99%^{[15, 16]}。此外，某些环境条件下DNRA过程产生的NH₄⁺甚至远远高于土壤矿化生成量^[15]。相较于NO₃^-，NH₄⁺能够继续参与到土壤其他氮素转化过程中，会在一定程度上起到减少NO₃^-淋失，降低反硝化率和N₂O排放量的效果^{[15, 17]}。反硝化和DNRA过程是硝态氮异化还原过程的重要环节，两者在底物和发生环境等方面较为相似，在土壤环境条件及微生物的影响下^[18]，呈现出协同竞争的关系。因此，开展硝态氮异化还原协同竞争机制及其影响因素的研究，对于加深氮素转化规律认知，制定有效的土壤氮素管理措施等方面有着重要意义。

本文综述了反硝化和DNRA过程协同与竞争的交互作用机理，并对二者在土壤环境条件(NO₃^-、pH、Eh、有效C)和微生物等因素影响下的协同竞争关系进行了比较分析，旨在明确反硝化和DNRA的发生强度和影响因素，合理调控主导因素，使反硝化和DNRA过程优势共存、合理竞争，并为提高氮素经济利用，降低生态环境负荷提供科学依据。

反硝化和DNRA过程均属于硝态氮异化还原过程，易在嫌气或低氧状态下发生，以NO₃^-为还原底物，过程中均有N₂O生成^{[6, 12, 15, 19]}，但二者在产生过程、转化机理、最终产物等均有明显差异。

(1)代谢过程不同 生物反硝化通常是土壤反硝化的主导过程^{[7, 20]}，它是由兼性好氧异养微生物利用同一个呼吸电子传递系统，以NO₃^-为电子受体，还原NO₃^-的呼吸过程^[7]。DNRA则是指将NO₃^-还原为NH₄⁺的过程，该过程可分为发酵型和呼吸型两种^{[2, 13]}，前者的本质是发酵型能量代谢，以C为电子供体，而后者则以硫化物(H₂S、S^2-)为电子供体^[13]。代谢过程的不同决定了微生物竞争C源的能力^[1]。

(2)还原酶和产物不同 反硝化过程中，NO₃^-依次通过硝态氮盐还原酶(Nar)、亚硝态氮盐还原酶(Nir)、一氧化氮还原酶(Nor)和氧化亚氮还原酶(Nos)四步还原反应，中间过程释放NO和N₂O，最终还原成N₂^{[4, 7]}。其还原酶分别由各自对应的功能基因(narG/napA,nirK/nirS,norC/norB,nosZ/nosR/nosD-FYL)所编码(图 1)^{[1, 21]}。DNRA过程主要分为两个阶段，首先在Nar催化下，NO₃^-还原成NO₂^-；其次再由Nir将NO₂^-最终还原为NH₄^{+[22, 23]}。其还原酶分别由各自对应的功能基因(narG/napA,nirB/nirC/cysG)所编码(图 1)^{[1, 3]}。两过程具有相同的Nar，但Nir有显著区别，反硝化的Nir分为含铜的(Cu-dNir)以及含c-型和d-型细胞色素的(cd₁-dNir)；DNRA过程的Nir则分为溶解性酶和胞围酶两类^{[1, 3]}。

图 1 硝态氮异化还原过程及其主要机理 Fig.1 The scheme of dissimilatory nitrate reduction process and its main mechanisms (Nar,Nor,Nos,dNir,dnra-Nir表示参与硝态氮异化还原过程的还原酶；narG /napA,nirB/nirC/cysG, nirK/nirS,norC/norB,nosZ/nosR/nosD-FYL表示参与硝态氮异化还原过程的还原酶所对应的功能基因

图选项

(3)传递电子数量不同 DNRA过程还原至NH₄⁺的自由能，比反硝化还原为N₂O和N₂的自由能要高^[1]。在无有效C限制的情况下，就还原1mol的NO₃^-而言，DNRA过程能接受8mol电子，反硝化只接受5mol^[22]。

(4)时间进程不同 在条件适宜的情况下，土壤反硝化速度较快，1—2 d就可全部完成；DNRA过程一般要在2—5 d之后才发生^{[1, 24]}。但为何出现DNRA过程相对滞后的现象，其机制目前尚不清楚^[1]。

(5)N₂O的生成状况不同 反硝化和DNRA过程均能生成N₂O^{[23, 24, 25, 26]}。一般认为，反硝化中N₂O的生成是由于土壤中某些微生物缺失Nos或土壤条件抑制了土壤中N₂O的进一步还原；大部分反硝化微生物能将NO₃^-还原为NO₂^-，但能还原N₂O的微生物数量则相对较少，导致反硝化过程中释放了N₂O^{[27, 28]}。而现阶段，DNRA过程产生N₂O的机理仍不清楚，有研究认为可能是NO₂^-还原为NH₄⁺的过程中，缺乏Nir的中间产物所致^{[10, 29]}。反硝化N₂O排放量的范围变化值比DNRA过程的大，分别占施氮量的0.1%—15.5%^[8]，1%—8%^{[3, 6, 15]}。

总体来说，反硝化和DNRA过程最大的不同在于，因参与的还原酶的差异，各自产生机理过程有着本质差别，导致反硝化过程的最终产物为N₂，而DNRA过程的最终产物为NH₄^{+[1, 3]}。

反硝化和DNRA过程既存在整体性相似又存在个体性差异。整体性表现为同属于硝态氮异化还原过程，且相同的反应环境条件、Nar、中间产物(N₂O)和土壤环境因子等对二者均有协同促进作用。增加土壤NO₃^-含量，较其他氮素转化过程，整个硝态氮异化还原过程的强度趋于加强^[30]。个体差异性表现为竞争，即仅就硝态氮异化还原过程范围内，反硝化或DNRA过程对底物(NO₃^-)的直接竞争，或通过土壤环境因子(有效C、Eh)来限制对NO₃^-的间接竞争，或土壤微生物对N源和C源的竞争等，两个过程呈现出此消彼长的趋势。在有效C含量高而NO₃^-浓度低的还原性条件下，NO₃^-发生DNRA过程的几率高于反硝化过程^{[19, 31]}。这就是硝态氮异化还原的协同竞争机制，通过这种机制，两个过程相互联系、相互依存、相互转化。

硝态氮异化还原过程的协同竞争机制与研究区域的土壤类型、施肥状况、土地利用类型等有关^{[5, 32, 33]}。pH较高的土壤易进行硝态氮异化还原过程，研究表明，相对于酸性较强的红壤，经DNRA过程，黄泥土中NH₄⁺生成量占总NO₃^-加入量的7.8%，而红壤仅为0.7%^[5]。氮肥类型对硝态氮异化还原过程的协同竞争机制也具有调节作用，施用有机肥能明显增强硝态氮异化还原过程的强度^[32]；施用尿素使土壤pH提高，增强了DNRA过程对NO₃^-的竞争力，但反硝化过程仍占绝对优势^[5]。

可见，硝态氮异化还原过程是多种因素综合作用的结果，但在不同研究区域中主导因素又有较大差异。硝态氮异化还原过程的影响因子，主要可以分为土壤环境条件和土壤微生物两大类。土壤环境条件包括土壤NO₃^-含量、pH、有效C、Eh等，而土壤微生物则包括种类、数量、活性等。

在厌氧状态下，反硝化和DNRA过程可能同时发生在同一土壤中，共同以NO₃^-为基质^[23]。在适宜的条件下，通过施用氮肥，增加基质浓度，会促进硝态氮异化还原过程^{[30, 34]}。研究表明，在18个土样中连续两年施入71—132 μmol/L的NO₃^-，反硝化和DNRA过程在原有的基础上分别提高了11—16倍、6倍^{[30, 35]}。

从另一角度来讲，反硝化和DNRA过程对NO₃^-的竞争也会限制两者的相对强度。若DNRA过程竞争到的NO₃^-相对含量多，DNRA过程的强度就得以增强，反硝化过程则会相对削弱。对美国波多黎各区域的森林土壤研究发现，75%的NO₃^-经DNRA过程转化为NH₄⁺后，减少了反硝化过程可利用的NO₃^-，导致反硝化率比DNRA率低了3倍^[36]。因此，可以通过调控硝态氮异化还原过程以利于DNRA进行，从而去除NO₃^-，以降低NO₃^-的损失^[12]，但DNRA过程产生的NH₄⁺。在碱性条件下易挥发。所以应根据实地土壤环境条件，通过调控关键影响要素，定向培育硝态氮异化还原过程，提高氮素利用效率，减少氮素损失和环境活性氮负荷。

氧化还原电位(Eh)能间接地反映土壤的含氧状态，从而影响硝态氮异化还原过程，其主要取决于土壤中的氧分压或溶解态氧的浓度^[17]。Eh通过氧分压来调控硝态氮异化还原过程，氧化和还原条件均能进行反硝化作用^{[34, 37]}，但相较于还原条件，在氧化条件下反硝化速率明显降低^[37]；而强还原性会更有利于DNRA过程的发生^{[1, 18, 38]}。Eh＜300 mV 的厌氧条件是反硝化进行的必要条件；若Eh较高，氧分压就会成为反硝化作用的主要限制因子^{[1, 37]}。也有研究表明，还原性较弱的环境中也能进行DNRA过程^{[12, 39]}，Pseudomonas putrefaciens在Eh为0mv时能进行DNRA过程，而Eh为-100mV时受到极大抑制^[1]。此外，Eh还能决定硝态氮异化还原的途径^[34]，通过对两个过程产生条件的比较，DNRA过程对氧分压变化较不敏感^{[39, 40]}。当氧分压从0升高到2%的过程中，反硝化均呈现降低的趋势。但DNRA过程则呈现不同的趋势，当氧分压为0—0.5%时，DNRA过程显著增加；为0.5%—1%时，DNRA过程没有变化；继续上升到1%—2%时，DNRA的强度减小^[40]。这些研究结果为通过调控氧化还原状况有效管理氮素转化与利用提供了重要依据。

土壤pH是影响硝态氮异化还原过程的主要因素^[41]。在自然条件下，进行反硝化和DNRA过程的微生物通常生活在同一环境中，最适pH范围较接近，反硝化为6—8，而DNRA过程为5—9^{[1, 23, 24, 41]}；但pH通过对Nir活性的影响(二者微生物中所含的Nir不同)，导致二者的机理过程产生很大的差别^[1]。低pH值会明显地降低反硝化速率^[14]，抑制反硝化过程，当pH < 6时，由于Nor或Nos受到抑制，或酸性土壤中耐酸的反硝化细菌数量少或活性低，导致反硝化速率随pH的下降而降低；而高pH值能加强DNRA过程对反硝化基质(NO₃^-)的竞争，DNRA过程相对增强的同时，反硝化强度会削弱^{[5, 23, 25]}。

有效C为硝态氮异化还原过程提供了能源和电子供体，同时有机物分解消耗了土壤中的O₂，促进了厌氧环境的形成，增加了硝态氮异化还原过程发生的概率。与不添加额外C源的情况相比，添加少量易被微生物利用的葡萄糖能显著提高土壤硝态氮异化还原过程的强度，土壤反硝化速率和发酵型DNRA过程的强度分别提高了2—20倍^{[3, 42, 43]}和17%—50.2%^{[1, 13]}。自然环境下，通过秸秆覆盖^{[3, 11]}和施用有机肥^{[22, 25]}等一系列土壤管理措施，可增加有效C源，促进反硝化和DNRA过程的发生。长期覆盖秸杆的土壤，反硝化速率提高了0.5%^[2]，高达14.4%—39.5%的NO₃^-经DNRA过程还原成了NH₄^+[1]。

相关研究发现，厌氧环境下，有效C还能调节反硝化和DNRA过程对土壤中NO₃^-的竞争^{[1, 22, 38, 40]}，表现出竞争的关系，这主要与不同还原路径接收到的以有效C作为电子供体的比率不同有关^{[6, 14]}。仅有效C作为限制因子时，反硝化过程比DNRA过程更具有竞争性。当C/N为2.0—2.5时，更有利于发生反硝化作用^[40]；而当C/N为4.0—12.0时，DNRA过程会明显增强，NH₄⁺的最大净增加量能达到原有NO₃^-的30%^{[1, 40]}。

土壤微生物在其新陈代谢过程中能对有机质进行分解、转化，是硝态氮异化还原过程的参与者。

土壤微生物的种类、数量、种群结构与时空动态变化等都会对硝态氮异化还原过程有一定的影响。硝态氮异化还原微生物是一个大的生理类群，而反硝化和DNRA过程存在着不同的微生物类型(表 1)。

细菌被认为是进行硝态氮异化还原过程时的微生物优势种群^[21]，且反硝化菌与DNRA菌可以共存于一个环境中，共同利用土壤环境中的N源和C源^[3]，均以兼性厌氧菌最为普遍，但二者存在着不同的主导区系。而在稻田土壤中，自养反硝化菌(Thiobacillus denitrificans、Thiomicrospira denitrificans、Sulfurimonas denitrificans等)可以在NO₃^-存在下将还原态的硫化物(S^2-、SO₃^2-等)或铁离子(元素)氧化，最终生成SO₄^2-、Fe³⁺及N₂^[20]。硝态氮异化还原过程发生程度不同的土壤，其细菌的组成存在很大差异，但与土壤的还原能力相吻合，即DNRA能力强的土壤中DNRA细菌所占比例较高^[3]。土壤中还存在极少数既具有DNRA菌特征，又具有反硝化菌特征的特殊菌株^{[1, 3]}。决定两者细菌数量的因素不是NO₃^-的有无或多少，而是DNRA细菌与反硝化细菌竞争C源的能力^[37]。由于反硝化菌属呼吸过程，从产能角度讲，DNRA发酵代谢的能量产出远不及反硝化菌的呼吸代谢。这样，与发酵性DNRA细菌相比，反硝化菌具有高产能的生存优势^[1]。

细菌功能基因是影响硝态氮异化还原过程动态变化及产物组成的关键因子，故借助编码硝态氮异化还原过程关键基因的菌群是研究硝态氮异化还原过程微生物的重要方法。研究表明，土壤反硝化菌中，nosZ基因最为稳定，不易受到环境影响；nirK基因对环境因子的响应比nirS基因敏感^[33]。分别施用有机肥和无机氮肥，土壤narG基因的优势种群有明显差异(无机肥处理含优势种群EU873052，有机肥处理则没有)^[32]。

硝态氮异化还原过程是不同种类微生物共同作用的结果，不同微生物种群，其动态过程不同，产物也有差异^[21]。硝态氮异化还原微生物种群具有多样性^[23]其形成受土壤环境条件(有效C、土壤NO₃^-含量、pH等)^{[23, 32]}、土地利用方式^[33]、农业措施^[32]等多种因素综合影响。土壤环境条件方面，土壤氧分压对农田土壤中反硝化微生物种群的抑制作用更明显；而自然土壤中的反硝化微生物种群对pH 变化更为敏感^[23]。耕作会促使硝态氮异化还原过程微生物种群多样性增加，相对于自然土壤，农田土壤中反硝化微生物酶(Nar、Nir、Nor)的数量、nosZ的多样性及数量更具优势^[23]。施用不同类型的氮肥对硝态氮异化还原过程的影响不同。长期使用尿素能增加土壤反硝化微生物中nirK、nirS基因的丰度；而施入有机肥，反硝化菌的多样性和丰度增加，各施肥处理的narG Shannon指数显示：有机肥(2.65)>不施肥(2.35)>无机肥(2.10)^[32]。但目前对DNRA过程的认识中，微生物种群多样性与潜在影响因素的相关性尚不明确。

硝态氮异化还原过程的影响因素较多，且影响作用并不是单一的，而是交互联系作用的。除以上几种主导因素外，土壤质地^[35]、土壤含水量^[35]和土壤温度^{[7, 44]}等土壤环境的其他因素也会对硝态氮异化还原过程产生影响。在对不同土壤质地与硝态氮异化还原关系的研究中，与粘土相比，砂土的DNRA过程速率低，N₂O的排放量少^[35]。这主要是由于粘土所含的土壤水分多，厌氧环境较适宜硝态氮异化还原过程的发生^[35]。

以往对硝态氮异化还原过程的研究主要集中于反硝化，但由于DNRA过程生成了有效性高且淋溶性较差的铵态氮，进而增强土壤氮的可利用性，近年来关于DNRA过程的研究逐渐受到了充分重视。目前，DNRA过程的研究对象多为海水或淡水沉积物^{[10, 18]}，而对陆地土壤研究较少，已有的研究也主要集中于森林和农田等土壤，且多为室内培养结果^{[15, 25]}，自然生境中的硝态氮异化还原状况还未知。在全球变化的背景下，有必要对不同气候、土壤和耕作施肥制度下的硝态氮异化还原强度深入研究。鉴于硝态氮异化还原过程研究中存在影响因素多、时空变异大、测定难度大等限制条件，今后应亟需加强以下几个方面的研究。

(1)加强对硝态氮异化还原机理过程的研究。对硝态氮异化还原机理过程的认识是制订土壤氮素管理措施的前提。目前，对土壤反硝化机理的认识已较为深入，而DNRA过程中，N₂O的排放量、产生机理及其相关功能微生物等方面尚不清楚^{[12, 45]}。其次，研究方法的不完善也是致使硝态氮异化还原机理过程不明确的重要原因。仅靠¹⁵N标记法，不能从严格意义上来区分反硝化和DNRA过程对N₂O生成的相对贡献率^{[22, 26]}及NO₃^-的相对消耗量^[16]，这直接影响到对两者强度的估算。因此，需要进一步探讨N₂O的测定方法，揭示硝态氮异化还原过程的贡献率及与反硝化和DNRA过程的联系。此外，硝态氮异化还原过程中还涉及到多种酶的参与，反硝化与DNRA过程中Nir的差异是否导致了二者对O₂的敏感度不同^[40]？还有待进一步从土壤酶的角度进行探讨，加强氮循环调节的酶学机制研究。

(2)加强土壤环境因素对硝态氮异化还原过程反馈机制的研究。硝态氮异化还原过程的研究多数局限在对单一土壤环境因素的控制或模拟，而主导硝态氮异化还原过程的土壤环境因素有很多，存在复杂的交互作用，且不同生境下各因子的影响强度差异较大。如不同海拔高度、不同立地条件，土壤水热条件和有机C库有所不同，势必影响到硝态氮异化还原的强度。决定土壤中反硝化和DNRA过程平衡的环境因素亦未见报道。此外，在硝态氮异化还原过程对环境因子的响应研究中，探讨如何选择并调节土壤环境因子参数。同时，考虑在土壤环境因子复合影响下，土壤氮素和其他土壤元素之间的综合效应，明确土壤氮素阈值，提高氮肥利用率的同时，确保土壤的其他养分的固持。诸如，若Eh < 200 mV，土壤中的铁锰化合物会被还原为不同价态的锰、硫、铁，土壤出现潜育化，导致O₂分压减小，影响土壤中的氮素形态及供应情况^[17]；硝态氮异化还原过程能在此范围中发生，如何协调各土壤养分固持与供给平衡，以获得最高产量或最大收益时最佳氮素投入量，保持土壤优良性状，利于作物生长。

(3)加强硝态氮异化还原过程的微生物学过程的研究。当前，参与硝态氮还原的微生物中，反硝化菌的数量、区系组成及其活性报道较多^[3]，而对于DNRA菌组成和数量等的研究较少，但已越来越受到研究者们的关注。土壤环境和农业措施，能够影响土壤中微生物的活性、丰度及群落组成。研究不同生态系统土壤微生物量及活性对反硝化和DNRA两个过程的影响，对于完善土壤氮素内循环机制，提高土壤肥力，具有十分重要的作用。对于满足反硝化和DNRA双重性质的细菌，今后可在同一个细胞中开展反硝化与DNRA竞争机理的研究^[3]。同时，考虑厌氧氨氧化细菌对硝态氮异化还原过程的影响。研究表明，厌氧氨氧化菌能同时表现出反硝化和厌氧氨氧化的能力，两个反应可在同一种微生物体内进行^{[46, 47]}。

(4)加强对硝态氮异化还原过程与其他氮素转化过程耦联作用的研究。目前的研究多只针对反硝化或DNRA 单个过程，可能造成反硝化强度被高估的现象(由于反硝化和DNRA均能生成N₂O，反硝化强度往往通过N₂O排放量计算)^[18]。其次，忽视了同一土壤体系中，氮素转化各过程(如矿化、硝化、厌氧氨氧化作用)的相互影响。例如，厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation,Anammox)与反硝化作用具有相近的生理特征和环境，厌氧氨氧化产生的NO₃^-可被反硝化菌利用，为反硝化提供电子受体^{[47, 48]}，且二者共同的环境因子为有效C、NO₃^-浓度、pH值^[49]；研究表明，在有效C的环境中，厌氧氨氧化与反硝化能相互促进反应^[47]。其次，这种耦合关系对微生物与土壤环境因素的响应，亦不清楚。对硝态氮异化还原过程及其他氮素转化过程耦联作用的研究，有助于明晰土壤氮素转化和迁移规律，探讨提升土壤氮素利用率的综合策略，加强DNRA等氮素蓄持过程，减少反硝化等过程造成氮素损失和环境氮负荷，在实践过程中提高氮肥利用率。