矿质作用
有机态氮<---------->矿质氮(NH4+，NO3-)
固定作用
（一）基本原则 调节土壤N素状况的基本原则，是将N的转化与土壤中C的转化一起考虑。因为C、N同是构成微生物体的基本元素，在土壤-微生物系统中往往同时转化，即C的分解往往伴随着N的释放或固持，N的转化往往需要C源作能量。如果有机质本身的C/N比可以造成微生物与作物争夺土壤氮素的局面，影响作物对土壤有效氮的吸收。如果有机质的C/N比较小，则情况相反。一般认为，如有机质C/N比值>30:1，则矿化的最初阶段不可能对作物有供氮作用，微生物反而从土壤中吸氮而造成作物缺氮现象，如有机质的C/N比值<25:1(或20:1)，则矿化一开始，矿化所提供的有效氮超过微生物同化量,这时作物也能获得有效氮的供应。利用C/N比值和土壤有效氮关系这一原理来调节土壤氮素状况,就可满足作物不同生育阶段对有效氮的需要。如在秸秆还田中，在翻压前要施少量化学氮素，以降低C/N比值, 加速分解速率,缩短矿化初期过程,以利于适时播种,也可施些石灰，提高pH；采取适当镇压、灌水保持土壤一定湿度和通气条件，使土壤与秸秆充分接触，有利于促进微生物活动加速秸秆的分解。对水田应采取适当晒田、搁田以改善土壤通气条件，提高土温，促进好气微生物的活动。图4：水田中的氮循环
图4：水田中的氮循环（二）提高N肥利用率的原则和方法 1、尽量避免土壤中矿质N的过量积累，将氮肥的施用量限制在能获得最大经济效益的范围内，适当地分次施用，施用缓效性氮肥等。 2、针对具体条件下的损失途径采取相应对策。对于氨挥发损失，可以采取深施、“无水层混施”、“以水带氮”、分次施用及施用缓效氮肥等措施；对于反硝化损失，可以采取使用硝化抑制剂、合理灌水等措施。同时，要努力提高作物对无机N的吸收能力。 3、施肥技术。如确定氮肥的适宜施用量、深施、水肥综合管理、平衡施肥、脲酶抑制剂、硝化抑制剂等，同时，增施有机肥也是一项重要的手段。 三、土壤中氮的损失
1、淋洗损失 铵(NH4+-N)和硝酸盐(NO3-)在水中溶度很大,NH4+离子因带正电荷,易被带负电的土壤胶体表面所吸附,硝酸盐（NO3-）带负电荷,是最易被淋洗的氮形态,随着渗漏水的增加,硝酸盐的淋失增大。自然条件下，硝态氮的淋失取决于土壤、气候、施肥和栽培管理等条件，在湿润和半湿润地区的土壤的淋洗量较多，半干湿地区较少，而在干湿地区除少数砂质土壤外，几乎没有淋洗。地表覆盖亦与硝酸盐的淋洗有密切的关系，植物生长的旺盛季节，土壤根系密集，吸氮强烈，即使在湿润地区，氮的淋失也较弱。相反，休闲地的氮淋失则较强。
土壤氮还可以随地表径流进入河流、湖泊等水体中，由地表水迳流带走的氮除硝酸盐外,还有土壤粘粒表面铵离子和部分的有机氮。通过淋洗或迳流进入地下水或河、湖的氮，能引起水体富营养化污染。
2、气体损失 土壤氮可通过两个机制形成气体氮逸出进入大气，它们是反硝化作用和氨挥发。
（1）反硝化作用 在嫌氧条件下，硝酸盐（NO3-）在反硝化微生物作用下,还原为N2、N2O或NO的过程。其反应式如下：
反硝化作用实质上是硝化作用的逆过程，其条件需要较严格的土壤嫌气环境。试验表明，随着土壤溶液中的溶解氧浓度减少，反硝化的强度逐渐加强，待氧浓度减少到5%以下时，反硝化强度明显增高。这对矿质土壤而言，只有当其平衡空气中的氧浓度少到0.3%以下时,即溶液中氧浓度下降至4×10-6M以下时,整个土体才有可能被反硝化作用所控制。实际上这种土壤已处于水分饱和的淹水状态，孔隙中几乎已不存在空气。而在一般含水量情况下，即使达到田间持水量，土壤结构内或分散土粒间的小孔隙中已充满水，但其结构间的非毛管孔却仍然充有空气，因此，在这种土壤中硝化作用和反硝化作用往往可以同时并存。但也有例外，有些土壤的排水条件并不恶劣，因为含有大量的易分解有机质，使土壤产生了局部的嫌气环境，也会产生强烈的反硝化作用。所以通过反硝化作用损失的土壤氮取决于土壤中硝酸盐（NO3-）的含量、易分解有机质含量、土壤通气、水分状况及温度、酸碱度等因素。
（2）氨挥发 氨挥发易发生在石灰性土壤上，特别表施铵态氮和尿素等化学氮肥时，氨挥发损失可高达施肥氮量的30%以上，这是因为土壤中的氨（NH3）和铵(NH4+)存在下列平衡。
NH3 + H+ <---> NH4+
反应形成的NH4+离子易溶于水,易被土壤吸附，而NH3分子易挥发。这个反应平衡取决于土壤的pH值,若土壤pH接近或低于6时,NH3被质子化几乎全部以NH4+形态存在。在pH=7时,NH3约占6%,pH=9.2-9.3时,则NH3和NH4+约各占一半。氨的挥发还与土壤性质和施用化肥种类有关,石灰性土壤上施用硫酸铵时,形成溶度低的硫酸钙并释放出较多的氨，故比施用氯化铵和硝酸铵的氨挥发损失要大得多。土壤粘粒和腐殖质能吸附NH4+离子,阻止氨的挥发，在阳离子交换量低的砂质土上施铵态氮,其氨的挥发损失比粘质土大。改化学氮肥表施为深施、粉施为粒施，都可减少氨的挥发损失。
土壤中的含氮化合物还可能通过纯化学反应形成气态氮而损失。化学脱氮反应有
NH4NO2--->2H2O + N2↑
这个反应的条件是铵态氮和亚硝态氮同时大量并存的土壤溶液中,生成亚硝铵(NH4NO2)，产生双分解作用。这种作用有自动催化能力，随着反应的进行，其分解速度加快。但这一反应需要较酸的条件（pH5.0-6.5），较高温度和较干的土壤环境,一般认为在正常土壤中很少发生。另一个反应是:
3HNO2 ---> HNO3 + 2NO↑ +H2O
在酸性土壤中，HNO2不稳定,会产生自动分解作用,土壤pH愈低,分解愈快。但由此产生的一氧化氮（NO），大部分仍可能被土壤吸收或在土壤中再氧化成NO2,最后再溶解于水,形成硝酸盐。
第一节 土壤氮素循环 一、陆地及土壤生态系统中的氮循环
氮素循环由两个重叠循环构成,一是大气层的气态氮循环,氮的最大贮库是大气,整个氮循环的通道多与大气直接相连的，几乎所有的气态氮对大多数高等植物无效，只有若干种微生物或少数与微生物共生的植物可以固定大气中的氮素，使它转化成为生物圈中的有效氮。另一个是土壤氮的内循环，即在土壤植物系统中，氮在动植物体、微生物体、土壤有机质、土壤矿物各分室中的转化和迁移，包括有机氮的矿化和无机氮的生物固持作用，粘土对铵的固定和释放作用，硝化和反硝化作用、腐殖质形成和腐殖质稳定化作用等（图10－01）。
图10-01 土壤氮的内循环 二、土壤氮的获得和转化 （一）土壤氮的获得
1、大气中分子氮的生物固定
大气和土壤空气中的分子态氮不能被植物直接吸收、同化，必须经生物固定为有机氮化合物，直接或间接地进入土壤。有固氮作用的微生物可分为三大类，非共生（自生）、共生和联合固氮菌。自生固氮菌类主要有两种：一种为好气性的细菌，叫Azotobater,第二种为嫌气性细菌,叫Clostridiam，都需要有机质作为能源。另外具有光合作用能力的蓝绿藻也能自生固氮。它们的固氮能力不高。共生固氮菌类包括根瘤菌和一些放线菌、兰藻等，以和豆科共生为主，固氮能力比自生固氮菌大得多。联合固氮菌类是指某些固氮微生物与植物根系有密切关系，有一定的专一性，但不如共生关系那样严格。
2、雨水和灌溉水带入的氮
大气层发生的自然雷电现象,可使氮氧化成NO2及NO等氮氧化物。散发在空气中的气态氮如烟道排气，含氮有机质燃烧的废气，由铵化物挥发出来的气体等，通过降水的溶解，最后随雨水带入土壤。全球由大气降水进入土壤的氮，据估计为每年每公顷2－22公斤，对作物生产来说意义不大。随灌溉水带入土壤的氮主要是硝态氮形态，其数量因地区、季节和降雨量而异。
3、施用有机肥和化学肥料 持续施有机肥料对提高土壤的氮贮量、改善土壤的供氮能力有重要作用，但仅以有机肥料形式返回土壤氮素，难以满足作物生长的需要。本世纪初氮化肥问世后，氮肥的工业成了现代农业中氮的重要来源，据统计1995年我国氮化肥的年使用量已超过2200万吨，占世界氮肥年使用量的1/4以上,居世界之首。氮化肥用量增加对促进我国农业生产的发展发挥了积极作用，但在氮肥量过高的地区，氮肥利用率低、损失量大，并引起了环境污染问题。
（二）土壤中氮的转化 1、有机氮的矿化 占土壤全氮量95%以上的有机氮，必须经微生物的矿化作用，才能转化为无机氮（NH4+和NO3-），矿化过程主要分两个阶段，第一阶段先把复杂的含氮化合物，如蛋白蛋、核酸、氨基糖及其多聚体等，经过微生物酶的系列作用下，逐级分解而形成简单的氨基化合物，称之为氨基化阶段（氨基化作用）。其过程表示为：
蛋白质 ——> RCHNH2COOH(或RNH2)+CO2+中间产物+能量
然后在微生物作用下,各种简单的氨基化合物分解成氨,称为氨化阶段（氨化作用）,氨化作用可在不同条件下进行。 （1）在充分通气条件下:
RCHNH2COOH + O2 ——> RCOOH + NH3 +CO2 + 能量
（2）在嫌气条件下:
RCHNH2COOH +2H ——> RCH2COOH + NH3 + 能量
或 RCHNH2COOH + 2H ——> RCH3 +CO2 +NH3 + 能量
（3）一般水解作用:
酶
RCHNH2COOH + H2O——>RCH2OH + NH3 +CO3 + 能量
酶
或 RCHNH2COOH + H2O——>RCHOHCOOH + NH3 + 能量
有机氮的矿化是在多种微生物作用下完成的，包括细菌、真菌和放线菌等等，它们都以有机质中的碳素作为能源，可以在好气或嫌气条件下进行。在通气良好，温度、湿度和酸碱度适中的砂质土壤上，矿化速率较大，且积累的中间产物有机酸较少；而通气较差的粘质土壤上，矿化速率较小，中间产物有机酸的积累较多。
2、铵的硝化 有机氮矿化释放的氨在土壤中转化为铵(NH4+)离子，部分被带负电荷的土壤粘粒表面和有机质表面功能基吸附，另一部分被植物直接吸收。最后，土壤中大部分铵离子通过微生物的作用氧化成亚硝酸盐和硝酸盐。反应式为：
亚硝化微生物
2NH4+ + 3O2——————————>2NO2- + 4H+ + 660KJ
(以Nitrosomonas为主)
第二步再把亚硝态氮转化成为硝态氮,这一作用称硝化作用，反应为:
硝化微生物
2NO2- + O2——————————>2NO3- + 167KJ
(以Nitrobacter为主)
每氧化一个NH4+离子转化为NO3-离子要释放2H+，是引起土壤酸化的重要来源。
3、无机态氮的生物固定 矿化作用生成的铵态氮、硝态氮和某些简单的氨基态氮（－NH2）,通过微生物和植物的吸收同化,成为生物有机体组成部分,称为无机氮的生物固定（又称生物固持，immobilization）。形成的新的有机氮化合物，一部分被作为产品从农田中输出，而另一部分和微生物的同化产物一样，再一次经过有机氮氨化和硝化作用，进行新一轮的土壤氮循环。植物和微生物在吸收同化土壤中的NH4-N和NO3-N过程中,存在着一定的竞争,但从土壤氮素循环的总体来看,微生物对速效氮的吸收同化,有利于土壤氮素的保存和周转。 4、铵离子的矿物固定 土壤中产生的另一个无机态氮固氮反应叫铵态氮的矿物固定作用(Ammoninm fixation)。指的是离子直径大小与2：1型粘粒矿物晶架表面孔穴大小接近的铵离子（NH4+），陷入晶架表面的孔穴内,暂时失去了它的生物有效性,转变为固定态铵过程。这种固定作用在蛭石、半风化的伊利石和蒙脱石粘粒为主的土壤中尤其多见，矿物固定态铵离子的含量与土壤中其它交换性阳离子的种类与含量有关，尤其与钾离子的含量关系密切。土壤的干湿交替，酸碱度等对铵的矿物固定或固定态铵的释放也有直接的影响。
第十章 土壤养分循环
第十章 土壤养分循环 图1 植物所需元素图2 植物所需元素来源来自土壤的元素通常可以反复的再循环和利用,典型的再循环过程包括①生物从土壤中吸收养分；②生物的残体归还土壤；③在土壤微生物的作用下，分解生物残体，释放养分；④养分再次被生物吸收。可见土壤养分循环是在生物参与下，营养元素从土壤到生物，再从生物回到土壤的循环，是一个复杂的生物地球化学过程。
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