外源化肥氮素在土壤有机氮库中的转化及关系

植物营养与肥料学报2014，20（6）：1421－1430

Journal of Plant Nutrition and Fertilizer doi:10.11674/zwyf．2014.0612外源化肥氮素在土壤有机氮库中的转化及关系

姜慧敏，李树山，张建峰，杨俊诚*，李玲玲，张水勤，

郭俊娒，刘恋，谢义琴，王峰源

（中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，耕地培育技术国家工程实验室，中国农业科学院

土壤质量重点开放实验室，北京100081）

摘要：【目的】本研究旨在探明外源化肥氮在土壤不同有机氮库中的动态转化及关系，为实现化肥氮素养分高效利用的有效调控提供理论依据。【方法】利用15N示踪技术（15N标记尿素，丰度10.3%），以江西红壤性水稻土为研究对象，通过土壤培养试验，研究农民习惯施肥水平下，水稻不同生育期外源化肥氮在土壤有机氮库（氨基酸态氮、氨基糖态氮、酸解铵态氮、酸解未知氮和非酸解有机氮）中的转化及关系。采用通径分析方法，评估来自外源化肥氮的有机氮各组分之间的转化关系。【结果】1）土壤中氨基酸态氮和氨基糖态氮中来自外源的化肥氮（氨基酸态氮－15N和氨基糖态氮－15N）含量从分蘖期到拔节期显著升高（P＜0.05），从拔节期到灌浆期显著降低（P＜

0.05），全生育期两个组分中来自外源化肥氮的含量最高值分别为26.5和8.4mg/kg，均出现在分蘖期和拔节期之

间；酸解性铵态氮中来自外源的化肥氮（酸解性铵态氮－15N）含量从分蘖期到成熟期逐渐降低，全生育期的动态转化符合指数递减方程；酸解未知态氮中来自外源的化肥氮（酸解未知态氮－15N）含量随着生育期的延长逐渐达到动态平衡，最大值接近12.8mg/kg；非酸解性有机氮中来自外源的化肥氮（非酸解性有机氮－15N）含量在全生育期的变化符合对称方程，最低值7.9mg/kg出现在拔节期和灌浆期之间。2）在水稻营养生长阶段的分蘖期和拔节期，外源化肥氮分别以酸解性铵态氮和氨基酸态氮为主要方式结合到土壤有机氮库中，其含量分别占施入化肥氮的21.5%和14.8%；在水稻营养生长和生殖生长并进阶段（灌浆期）和生殖生长阶段（成熟期），外源化肥氮主要结合到非酸解性有机氮库中，分别占施入化肥氮的8.7%和12.7%。3）土壤各有机氮库中来自外源的化肥氮之间存在相互转化的关系，酸解性铵态氮库起到了“暂时库”的作用，生育前期在土壤中固持氮，当可利用性氮受限时，又可以作为有效氮库释放氮供作物吸收；在整个生长期中氨基酸态氮库对外源化肥氮的转化积累起到了“过渡库”的作用，固持在氨基酸中的化肥氮可以转化成酸解性铵态氮和氨基糖态氮。4）灌浆期和成熟期植物吸收的来自外源的化肥氮与氨基酸态氮－15N和酸解铵态氮－15N的关系更密切。【结论】外源化肥氮在土壤中转化的过程中酸解性铵态氮起到了“暂时库”的作用，氨基酸态氮起到了“过渡库”的作用，非酸解性有机氮可作为氮素的“稳定库”存在，外源氮在这几个主要的氮库中动态转换以保持土壤－作物体系中氮素的循环。

关键词：15N示踪；土壤有机氮；转化及关系

中图分类号：S143．1；S153．6文献标识码：A文章编号：1008－505X（2014）06－1421－10

Transformation of external chemical nitrogen in soil

organic nitrogen fractions and their relationship

JIANG Hui-min，LI Shu-shan，ZHANG Jian-feng，YANG Jun-cheng*，LI Ling-ling，

ZHANG Shui-qin，GUO Jun-mei，LIU Lian，XIE Yi-qin，WANG Feng-yuan

（Institute of AgriculturalＲesources andＲegional Planning，CAAS/National Engineering Laboratory for Improving Quality of Arable

Land/Key Laboratory of Soil Quality，CAAS，Beijing100081，China）

Abstract：【Objectives】In this study，the transformation and relationship of external chemical N in soil organic nitrogen（SON）fractions were determined during one growing season of rice in order to provide a theoretical basis

收稿日期：2014－02－17接受日期：2014－10－14

基金项目：国家重点基础研究发展计划（973项目）（2013CB127406）；中央级公益性科研院所专项资金项目（IAＲＲP－2014－8）；国家自然科学基金项目（21107139）；国家国际科技合作专项（S2015ZＲ1163）；农业部公益性行业科研专项（201103007）资助。

作者简介：姜慧敏（1980—），女，黑龙江哈尔滨人，博士，主要从事土壤培肥与环境研究。E-mail：jianghuimin@caas．cn

*通信作者E-mail：yangjuncheng@caas．cn

植物营养与肥料学报20卷

for reasonable fertilizer application and the effective adjustment to N fertilizer．【Methods】A pot experiment was carried out on a subtropical paddy soil in Jiangxi province，and a total N180.0kg/ha（15N labeled urea，atom 10.3%）was applied to a rice crop during one growing season under the conventional farmer practices．Distribution and dynamics of the chemical N fertilizer in different SON fractions（i．e．，amino acid N，amino sugar N，hydrolysable ammonium N，hydrolyzable unknown N and acid insoluble N）were measured．Path analysis was used to evaluate the transformation process between SON derived from the fertilizer in soil-plant system．【Ｒesults】1）The accumulation of fertilizer-derived N in different SON fractions was season-specific．The recovery contents of the fertilizer-derived N in soil amino acid N and amino sugar N at the jointing stage are significantly higher than those at the tillering stage（P＜0.05）．The enrichments of15N are significantly declined from the jointing stage to filling stage（P＜0.05）．The dynamics of enrichment of15N in soil amino acid N and amino sugar N during the growing season can be fitted as a Gauss equation，the maximum contents are26.5and8.4mg/kg，respectively，which are found between the tillering stage and jointing stage．The enrichment of15N in hydrolysable ammonium N is declined gradually from the tillering stage to harvest stage，and the dynamics of the enrichment of15N in soil hydrolysable ammonium N could be expressed as an exponential decline equation．The enrichment of15N in hydrolyzable unknown N is gradually in a dynamical equilibrium from the tillering stage to harvest stage，and the dynamics of the enrichment of15N in soil hydrolysable unknown N can be fitted as an exponential equation．The enrichment of15N in acid insoluble N can be fitted as a symmetry equation，and the minimum of the enrichment of15N is7.9mg/kg，which is found between the jointing stage and filling stage．2）At the tillering stage and jointing stage of rice，preferential enrichment of15N is found in soil hydrolysable ammonium N and amino acid N，accounting for21.5% and14.8%of the total N of the chemical N fertilizer，respectively．The accumulation of residual fertilizer-derived N in acid insoluble N is higher at the filling and harvest stages，accounting for8.7%and12.7%of the total N of the chemical N fertilizer，respectively．3）The path analysis indicates that the hydrolysable ammonium N is a temporary pool for rapid chemical N fertilizer retention and is apt to release N for crop uptake simultaneously．In contrast，the amino acid N could serve as a transitional pool of available N in soil system through transferring into hydrolysable ammonium N and amino sugar N．4）The fertilizer-derived N in hydrolysable ammonium N and amino acid N are closely related to fertilizer-derived N in crop uptake．【Conclusions】In a plant-soil system，the fertilizer N cycling during a growing season is closely related to temporal patterns of fertilizer N transformation into different SON fractions．The fertilizer-derived N can be derived into three pools with different availabilities．The hydrolysable ammonium N fraction can serve as a temporary pool containing readily available N to be released fast，while the amino acid N can be considered as a transitional pool for the transformation of the hydrolysable ammonium N and amino sugar N，and the acid insoluble N is tightly associated with fertilizer N stabilization．Importantly，there is an interim shift among the three substantial N pools to maintain soil N cycling and supply in a soil-plant system．

Key words:15N labeled;soil organic N fraction;transformation and relationship

土壤有机氮一般占土壤全氮的90%以上［1－2］，是土壤氮素的主要存在形态，是植物所需矿质态氮的源和汇，在土壤氮素固持和转化中起着至关重要的作用。根据Bremner［3］的经典分类方法，土壤有机氮可分为酸解性有机氮和非酸解性有机氮，酸解性有机氮又可进一步分为氨基酸态氮、氨基糖态氮、酸解性铵态氮和酸解未知氮。大量研究表明，氮的输入和输出决定着土壤有机氮库各组分间的相互转化［4－7］。

化肥氮是农田生态系统中最主要的氮源输入，其在作物增产中发挥了至关重要的作用［8］。但由于不合理的施用量和施肥措施，大量的化肥氮没有被作物充分的吸收和利用。农田土壤氮素损失不仅影响增加农业生产成本，而且还通过各种损失途径造成严重的环境污染。因此，如何合理施氮以实现肥料氮素养分高效利用一直是农业科研工作者重点研究的课题。

目前，多数研究是以施用氮肥后当季作物的增产作用及作物对氮肥的当季利用率为依据来评价施氮效果，往往忽视了残留在土壤中的氮肥对后茬作物的

2241

6期姜慧敏，等：外源化肥氮素在土壤有机氮库中的转化及关系

残效。鲁彩艳［9］在小麦上的试验表明，在第一季小麦成熟后氮肥在土壤中的残留率高达施肥量的32.7%

34.9%，到第三季时残留率为14.0%17.8%。因此，研究残留化肥氮在土壤氮库尤其是有机氮库中的转化及关系，对充分了解化肥氮在土壤－植物系统中的转化以及提高氮肥利用率至关重要。

由于15N技术具有示踪和区分氮物质的源与去向等优越性，本文利用15N标记化肥尿素，以江西红壤性水稻土为研究对象，采用土壤培养实验，研究外源化肥氮在土壤不同有机氮库中的动态转化及关系，为实现合理施氮和外源化肥氮素养分高效利用的有效调控提供理论依据。

1材料和方法

1.1供试土壤

供试土壤采自江西省红壤研究所的实验基地（116.12?E，28.35?N），土壤母质为第四纪红黏土，质地属于粉砂质黏壤土。供试土壤基本理化性质为pH5.3、有机质27.3g/kg、全氮1.9g/kg、C/N比为8.4、碱解氮176.8mg/kg、速效磷88.4mg/kg、速效钾101.2mg/kg。

1.2供试作物

供试水稻品种为优Ⅰ651，是江西省主栽的早稻品种。

1.3试验设计

试验于2012年5月至10月在中国农业科学院农业资源与农业区划所温室进行。采用土培法，风干土过2mm筛，每盆装土10kg。试验设农民习惯施肥处理，施肥量参考江西水稻田当地农民习惯施肥量N180.0kg/hm2、P2O568.0kg/hm2、K2O 128.0kg/hm2，氮肥为15N标记的尿素（N含量46%，丰度10.3%），购于上海化工研究院，磷肥为普通过磷酸钙（P2O516%），钾肥为硫酸钾（K2O50%），具体施肥量为氮肥（N） 1.6g/pot、磷肥（P2O5）0.6 g/pot、钾肥（K

2

O）1.1g/pot。氮磷钾肥一次性基施，于播种前在盆中与土壤充分混匀。水稻三叶一心时（2012年5月22日）移植，每盆定3株。分别在分蘖期（2012年6月25日）、拔节期（2012年7月15日）、灌浆期（2012年8月7日）和成熟期（2012年9月17日）采集植株样品和土壤样品。试验在不同时期破坏性取样，每个时期3次重复，共计种植12盆。

1.4样品采集与测试方法

1．4．1土壤样品种植前，取土壤风干样品测定土壤基础理化性状指标；种植后分别在分蘖期、拔节期、灌浆期和成熟期取样，去除作物根系等杂物，均匀混合后风干，过0．15mm筛，用于土壤有机态氮组分的测定。土壤基础理化性质参考《土壤农业化学分析方法》［10］；土壤有机氮组分及其15N丰度的测定参考Bremner酸水解－蒸馏法［11］。用MAT－251型质谱仪测定样品15N丰度。

1．4．2植株样品分别在分蘖期、拔节期、灌浆期和成熟期采集植株地上部和地下部，在105?条件下杀青30分钟，70?下烘干。样品测定生物量。样品粉碎后，采用H2SO4－H2O2消煮蒸馏法测定全氮，吸收液酸化浓缩后用MAT－251型质谱仪（中国农业科学院农产品加工研究所）测定样品15N丰度。1.5计算方法

%Ndff（土壤各形态氮）=（土壤各形态氮的15N 原子百分超/肥料的15N原子百分超）?100；

土壤各形态氮来自15N肥料含量=土壤各形态氮?土壤各形态氮%Ndff；

%Ndff（作物）=（作物中的15N原子百分超/肥料的15N原子百分超）?100；

作物吸收氮来自15N肥料含量=作物吸氮量?%Ndff（作物）。

1.6统计分析

数据用Excel2007程序进行数据的相关计算，用SAS13.0软件进行统计分析，SigmaPlot10.0和Origin8.0作图。

2结果与分析

2.1全生育期外源化肥氮的去向及其在土壤有机氮各组分中的动态转化

在土壤－作物体系中，作物吸收、土壤残留和不同途径的损失是外源化肥氮施入土壤后的三个基本去向。本研究结果表明（表1），在分蘖期、拔节期、灌浆期和成熟期，作物吸收的外源化肥氮分别占施入化肥氮的7.1%、9.1%、16.3%和19.4%，可见，随着生育期的延长，作物对外源化肥氮的吸收逐渐增加。全生育期土壤残留的化肥氮占施入化肥氮的28.1%47.2%，随着生育期的延长，残留化肥氮的比例逐渐降低。全生育期不同途径损失的化肥氮占施入化肥氮的45.7%55.6%，可见，外源化肥氮的损失基本占外源化肥氮施用量的一半以上，这也证明了当前农民习惯施肥存在氮素利用率低、氮肥资源浪费严重的现象。

3241

植物营养与肥料学报20卷

表1转化的外源化肥氮占施用外源化肥氮的比例（%）

Table1The transformation ratios of the external chemical N fertilizer

取样时期Sampling stage 作物吸收

Crop

uptake

土壤残留

Soil

residual

损失

Loss

氨基酸

态氮－15N

Amino

acid－15N

氨基糖

态氮－15N

Amino

sugar－15N

酸解性

铵态氮－15N

Hydrolyzable

ammonium－15N

酸解未

知氮－15N

Hydrolyzable

unknown－15N

非酸解性

有机氮－15N

Acid

insoluble－15N

分蘖期

Tillering

7.147.245.78.3 1.821.5 2.613.1拔节期

Jointing

9.142.848.114.8 3.112.27.3 5.4灌浆期

Filling

16.328.155.6 5.30.6 5.48.18.7成熟期

Harvest

19.430.750.0 4.2 1.1 4.97.912.7

外源化肥氮施入土壤后，转化为不同形态的有

机氮，各组分的动态转化如下：

氨基酸态氮－15N：水稻全生育期内氨基酸态

氮－15N含量分别占施入外源化肥氮和土壤中氨基

酸态氮总含量的4.2%14.8%和1.3% 4.2%

（表1和图1）。在营养生长阶段的分蘖期和拔节期

氨基酸态氮－15N含量分别为13.2和23.6mg/kg，

在营养生长与生殖生长并进阶段即灌浆期含量显著

下降（P＜0.05），生殖生长的最后阶段即成熟期，含

量最后降低到6.7mg/kg。氨基酸态氮－15N含量

在全生育的动态转化可用高斯方程表示：y=

26.5e［－0.5（（x－47.9）

12.6

）2］（Ｒ2=0.75），从曲线和方程可知

（图2），其含量的最高值为26.5mg/kg，出现在分蘖

期和拔节期之间。

氨基糖态氮－15N：水稻全生育期内土壤中氨

基糖态氮－15N含量分别占施入外源化肥氮和土壤

中氨基糖态氮总含量的0.6% 3.1%和1.0%

5.9%（表1和图1B）。氨基糖态氮－15N含量在拔

节期显著高于其他生育期（P＜0.05），全生育期的

动态转化也可用高斯方程表示：y=

26.5e［－0.5（ln x

44.2

0.2

）2］（Ｒ2=0.66），从曲线和方程可知

（图2），其含量的最高值为8.4mg/kg，出现在分蘖期和拔节期之间。

酸解性铵态氮－15N：水稻全生育期内土壤中酸解性铵态氮－15N含量分别占施入外源化肥氮和土壤中酸解性铵态氮总含量的4.9%21.5%和2.5%7.8%（表1和图1C）。酸解性铵态氮－15N 含量随着生育期的延长逐渐降低，分蘖期显著高于拔节期、灌浆期和成熟期（P＜0.05），拔节期显著高于灌浆期和成熟期（P＜0.05），灌浆期和成熟期间没有显著差异。酸解性铵态氮－15N含量在全生育的动态转化可用指数方程表示：y=54.35e－0.526x （Ｒ2=0.93），从曲线和方程可知（图2），其含量在整个生育期呈现逐渐降低的趋势。

酸解未知氮－15N：水稻全生育期内土壤中酸解未知氮－15N含量分别占施入外源化肥氮和土壤中酸解未知氮总含量的2.6%8.1%和1.4% 3.6%（表1和图1D）。酸解未知氮－15N含量从分蘖期的4.1mg/kg显著升高到拔节期的11.8mg/kg （P＜0.05），拔节期、灌浆期和成熟期间含量没有显著差异。酸解未知氮－15N在全生育期的变化符

合指数方程：y=12.8e－e－［

（x－32.3）

8.4

］

（Ｒ2=0.99），从曲线和方程可知（图2），其含量随着生育期的延长逐渐达到动态平衡。

非酸解性有机氮－15N：水稻全生育期内土壤中非酸解性有机氮－15N含量占施入外源化肥氮和土壤中非酸解性有机氮总量的5.4%13.1%和2.3% 4.1%（表1和图1E）。非酸解性有机氮－15N含量在分蘖期、灌浆期和成熟期显著高于拔节期（P＜0.05）。非酸解性有机氮－15N含量在全生育期的变化符合对称方程：y=7.9x－56.00.26（Ｒ2=0.86），从曲线和方程可知（图2），其含量的最低值出现在拔节期和灌浆期之间。

4241

6期姜慧敏，等：

外源化肥氮素在土壤有机氮库中的转化及关系图1土壤有机氮各组分和来自化肥氮的有机氮各组分在全生育期的动态转化

Fig．1The dynamics transformation of different SON fractions and fertilizer-derived N in different SON fractions of applying N

5

241

植物营养与肥料学报20

卷

图2各有机氮组分中来自外源化肥氮的含量在全生育期内的动态转化曲线

Fig．2The dynamics transformation of fertilizer-derived N in different SON fractions of applying N

比较不同生育期土壤各有机氮组分中来自外源的化肥氮含量占外源化肥氮施用量的百分比，结果表明，在分蘖期，酸解性铵态氮－15N含量占外源化肥氮施用量的21.5%，明显高于其他组分中外源化肥氮的含量；在拔节期，氨基酸态氮－15N含量显著增加，占外源化肥氮施用量的比例达到14.8%。在灌浆期和成熟期，各有机氮组分中来自外源的化肥氮含量由高到底均为非酸解性有机氮＞酸解未知氮＞酸解性铵态氮＞氨基酸态氮＞氨基糖态氮，非酸解性有机氮－15N含量分别占外源施入化肥氮的8.7%和12.7%。

2.2外源化肥氮在土壤各有机氮组分中的转化关系

耕层土壤中残留的化肥氮多数可重新被作物吸收利用，全生育期来自外源化肥氮的有机氮组分占土壤残留氮的比例如表2所示，分蘖期酸解性铵态氮－15N所占的比例最高，为45.5%，氨基糖态氮－15N所占的比例最低，仅为3.7%。拔节期氨基酸态氮－15N所占的比例最高，为34.5%，氨基糖态氮－15N所占的比例最低，为7.3%。灌浆期和成熟期来自外源化肥氮的有机氮组分占土壤残留氮的比例均为非酸解性有机氮＞酸解未知氮＞酸解性铵态氮＞氨基酸态氮＞氨基糖态氮。

简单相关分析结果表明，氨基酸态氮－15N、氨基糖态氮－15N、酸解性铵态氮－15N都分别与土壤残留的外源化肥氮呈现极显著的正相关关系（P＜0.01），酸解未知氮－15N与土壤残留的外源化肥氮呈现极显著的负相关关系（P＜0.01）。但简单相关分析的相关系数往往带有假象，它既包含着某一有机氮组分对土壤残留的外源化肥氮的直接影响，也包含着其他有机氮组分通过这一有机氮组分而引起的间接影响。实际上，有机氮组分与土壤残留的外

表2外源化肥氮在各个有机氮库中的残留率变化（%）

Table2The recovery rates of15N in different SON fractions at the four growing stages

取样时间Sampling time 氨基酸态氮－15N

Amino acid－15N

氨基糖态氮－15N

Amino sugar－15N

酸解性铵态氮－15N

Hydrolyzable

ammonium－15N

酸解未知氮－15N

Hydrolyzable

unknown－15N

非酸解性有机氮－15N

Acid insoluble－15N

分蘖期

Tillering stage

17.5 3.745.5 5.527.7拔节期

Jointing stage

34.57.328.517.212.5灌浆期

Filling stage

18.9 2.019.428.830.9

成熟期Harvest stage 13.6 3.615.925.641.3

6241

6期姜慧敏，等：外源化肥氮素在土壤有机氮库中的转化及关系

源化肥氮的相关系数是有机氮组分的直接影响和间接影响的综合反映，所以，为了分清各有机氮组分对土壤残留的外源化肥氮影响的大小，本文采用通径分析方法，明确哪种组分的有机氮对土壤残留氮起到直接影响，哪种组分的有机氮起到间接影响。

首先建立最优的回归方程，y代表土壤中残留的外源化肥氮，x1代表氨基酸态氮－15N，x2代表氨基糖态氮－15N，x3代表酸解性铵态氮－15N，x4代表酸解未知氮－15N，x5代表非酸解性有机氮－15N。结果表明，随着有机氮组分被逐步引入回归方程，回归方程的相关系数r在逐渐增大，说明引入的有机氮组分对土壤中残留化肥氮的作用在增加。通过逐步回归的方法建立的最优回归方程为：y=36.031－0.418x1+4.909x2+0.906x3，说明对土壤中残留的总化肥氮的影响主要是氨基酸态氮－15N、氨基糖态氮－15N和酸解性铵态氮－15N。

通径分析比较了各有机氮组分中来自外源的化肥氮对土壤残留的外源化肥氮的直接及间接影响（表3）。结果表明，氨基糖态氮－15N和酸解性铵态氮－15N对外源化肥氮在土壤中的转化的直接贡献均达极显著水平（P＜0.01），酸解性铵态氮－15N直接作用最大，直接通径系数为0.76，氨基糖态氮－15 N次之，直接通径系数为0.59。通过分析各个间接通径系数发现，氨基酸态氮－15N通过氨基糖态氮－15N（0.56）和酸解性铵态氮－15N（0.34）对外源化肥氮在土壤中的转化的间接作用之和（0.90）大于氨基酸态氮－15N的直接作用（－0.21），这可能说明利用外源化肥氮新合成的氨基酸相对不稳定，容易被分解从而转化成酸解性铵态氮或者合成氨基糖态氮。

表3氨基酸态氮－15N、氨基糖态氮－15N和酸解性铵态氮－15N对土壤残留的外源化肥氮的直接和间接影响Table3Direct effects and indirect effects of hydrolyzable ammonium－15N，amino acid－15N and

amino sugar－15N on the soil residual15N

有机氮组分Organic N fraction

直接通径系数

Direct coefficient of determination

间接通径系数

Indirect coefficients of determination

x1x2x3合计Total

x1－0.210.560.340.90 x20.59＊＊－0.200.360.16 x30.76＊＊－0.100.280.18注（Note）：＊＊—P＜0.01．

2.3作物吸收的外源氮与土壤残留的来自外源氮的各组分之间的关系

为了进一步揭示作物吸收氮与土壤残留有机氮组分之间的关系，我们对不同生育期作物吸氮量、氨基酸态氮－15N、氨基糖态氮－15N、酸解性铵态氮－15N、酸解未知氮－15N和非酸解性有机氮－15N进行主成分分析，同时，以第1主成分F

1

为横坐标，第2主成分F2为纵坐标，第1、第2主成分所对应特征向量的6个分量为数据点，得到这6个指标的二维因子载荷图（图3）。由图2所知，不同生育期作物吸氮量与土壤各组分有机氮含量的相关性不同，分蘖期植物吸收氮－15N、酸解铵态氮－15N 和酸解未知氮－15N在主成分1上有较大的正载荷，说明他们之间具有较强的相关性；拔节期植物吸收氮－15N和非酸解性有机氮－15N在主成分1上有较大的负载荷，说明他们之间具有较强的相关性；灌浆期植物吸收氮－15N、酸解铵态氮－15N、氨基酸态氮－15N和非酸解性有机氮－15N在主成分1上有较大的正载荷，说明他们之间具有较强的相关性；成熟期植物吸收氮－15N、氨基酸态氮－15N、酸解铵态氮－15N和酸解未知氮－15N在主成分1上有较大的正载荷，说明他们之间具有较强的相关性。由分析结果还可知，在生育后期植物吸氮－15N与氨基酸态氮－15N和酸解铵态氮－15N的关系更密切。

3讨论

3.1水稻全生育期外源化肥氮在土壤各有机氮组分中的变化规律

外源化肥氮在不同土壤有机氮组分中的分配受到生物和非生物的制约，并且随时间的变化，不同组分中的分配是截然不同的［12］。土壤微生物尤其是土壤真菌含有大量的氨基糖态氮，氨基糖态氮矿化后对作物氮素营养贡献很大［14］。15N在氨基糖中的

7241

植物营养与肥料学报20

卷

图3二维因子载荷

Fig．3Loading plots of PCA analysis of two-dimensional factor

富集可以代表微生物氮循环过程中外源化肥氮随时间的变化情况［15］。土壤氨基酸态氮的变化与土壤微生物区系的变化紧密相连，有研究表明［16］，施肥措施改变了微生物区系，使微生物量发生了变化，进而影响了有机氮中氨基酸态氮的含量。15N在氨基酸中的富集可以代表外源化肥氮在土壤有机组分中的生物迁移和转化［17］。在本研究中，土壤氨基酸态氮－15N和氨基糖态氮－15N在拔节期较分蘖期显著升高（P＜0.05），表明这一时期微生物利用较多的外源氮合成自身物质，使微生物生物量增加。而在灌浆期和成熟期，土壤氨基酸态氮－15N和氨基糖态氮－15N含量较拔节期显著降低（P＜0.05），表明在植物生长后期，当土壤中氮供应不足时，氨基酸态氮－15N和氨基糖态氮－15N可以通过矿化作用转化为植物吸收的有效态氮以满足作物的需求，这与吕慧捷［18］的研究结果相似。

酸解性铵态氮一般占全氮的20.0%35.0%，其中一部分以无机形式存在，包括土壤交换性NH+4和固定态NH+［19］

4

。作物对氮肥需要量最大的分蘖期，酸解性铵态氮－15N累积量最大，随着作物生长期的延长，酸解性铵态氮－15N含量逐渐降低，结果说明酸解性铵态氮库可以作为临时库存在，既生育前期快速的对外源化肥氮进行保存，当植物需要时又能快速释放供作物吸收利用［20］。Lu等［21］利用示踪试验研究表明，来自外源化肥氮的固定态NH+4对酸解性铵态氮的贡献更大，新固定的固定态NH+4有效性很高，表层土壤释放可供作物吸收利用的最高比例可达70%［22］，因此，酸解性铵态氮－15N的暂时累积和迅速的释放可能由固定态NH+4所决定。

王岩等［23］的研究结果表明，残留化肥氮主要转化为未知态氮和氨基酸态氮，本试验根据拟合的曲线方程可知，酸解未知氮－15N从分蘖期到成熟期含量逐渐增加并最终达到动态平衡，成熟期在土壤中的累积量较高，占土壤残留化肥氮含量28.8%，但由于其形态和化学性质仍不清楚，所以外源化肥氮在其中的累积对氮肥的供氮机制的影响还不明确。

非酸解性有机氮是构成腐殖化合物的主要部分，有研究发现这部分氮可以被生物降解［5］，说明这一组分并非完全惰性，可以被微生物利用。本研究根据拟合的曲线方程可知，非酸解性有机氮－15N

8241

6期姜慧敏，等：外源化肥氮素在土壤有机氮库中的转化及关系

含量从分蘖期到拔节期显著降低（P＜0.05），其含量最低点在拔节期取样过后很短的时间内，表明新形成的非酸解性有机氮－15N在土壤中短期内有些是可以被迅速利用的，但非酸解性有机氮－15N含量从灌浆期到成熟期逐渐增加，灌浆期和成熟期在土壤中的累积均显著高于其他有机氮组分，说明多数的外源化肥氮最终以非酸解性有机氮形式被固定在土壤中而难以被利用。

一些研究利用稳定15N示踪技术发现大多数新固定的化肥氮进入酸解未知氮和非酸解性有机氮，并且随着时间变化，越来越多的残留的化肥氮氮转化到这些来源不明确的组分中。因此在土壤有机氮组分中，除了来源较明确的氨基化合物外，其他有机氮组分的来源对土壤氮循环的贡献也很重要，需要更加深入的研究。

3.2外源化肥氮在土壤各有机氮组分中的转化关系

本研究表明，尽管在各个取样时期来自外源的化肥氮在土壤氨基酸态氮中的积累量高于在氨基糖态氮中的积累，但是氨基酸态氮－15N对土壤中外源化肥氮的转化没有直接贡献。然而氨基酸态氮－15N通过氨基糖态氮－15N和酸解性铵态氮－15N 影响外源化肥氮转化的间接效应之和远高于其直接效应，这可能说明利用外源化肥氮新合成的氨基酸态氮相对不稳定，容易被分解从而转化成酸解性铵态氮或者合成氨基糖态氮而保存在土壤中，氨基酸态氮起到了“过渡库”的作用。

本研究还表明，虽然氨基糖态氮－15N含量很低，仅占土壤残留的外源化肥氮的20.%7.3%，但氨基糖态氮－15N对外源氮在土壤氮库中转化的直接贡献非常显著，表明部分外源化肥氮可以直接被微生物同化为自身残留物而固持在土壤中［25］。

酸解性铵态氮－15N对外源化肥氮在土壤氮库中转化的直接贡献最显著，直接通径系数为0.76，这可能是由于来自外源化肥氮的固定态NH+4在分蘖期和拔节期的高量积累有关。酸解铵态氮－15N 通过氨基糖态氮－15N影响外源化肥氮在土壤中累积的间接效应较大，间接通径系数为0.28，说明这部分酸解性铵态氮容易被微生物转化利用。在灌浆期和成熟期酸解性铵态氮－15N含量显著降低，固定态NH+4可能对外源化肥氮素释放起到了关键的作用。以上关于酸解性铵态氮－15N对外源化肥氮转化的直接效应和间接效应可以说明酸解性铵态氮可能作为外源化肥氮的“暂时积累库”，当可利用性氮受限制时，酸解性铵态氮可以作为有效氮库释放氮供作物吸收。从植物对氮的吸收与土壤残留的有机氮各组分的分析结果也可以看出，作物吸收的氮在生育后期与酸解性铵态氮的关系非常密切。

4结论

1）土壤中氨基酸态氮和氨基糖态氮中来自外源的化肥氮含量从分蘖期到拔节期显著升高（P＜0.05），而从拔节期到灌浆期显著降低（P＜0.05），含量最高值出现在分蘖期和拔节期之间；酸解性铵态氮－15N含量从分蘖期到成熟期逐渐降低；酸解未知态氮－15N含量随着生育期的延长逐渐达到动态平衡；非酸解性有机氮－15N含量在整个生育期的变化符合对称方程y=7.9x—56.00.26，含量的最低值出现在拔节期和灌浆期之间。营养生长阶段的分蘖期和拔节期，外源化肥氮分别以酸解性铵态氮和氨基酸态氮为主要方式结合在土壤有机氮库中；营养生长和生殖生长并进阶段的灌浆期和生殖生长阶段的成熟期，外源化肥氮主要结合到非酸解性有机氮库中。

2）土壤各有机氮库中来自外源的化肥氮之间存在相互转化的关系。酸解性铵态氮库起到了“暂时库”的作用，生育前期在土壤中固持氮，当可利用性氮受限时，又可以作为有效氮库释放氮供作物吸收。在整个生长期中氨基酸态氮库对外源化肥氮的转化积累起到了“过渡库”的作用，固持在氨基酸中的化肥氮可以转化成酸解性铵态氮和氨基糖态氮。

3）不同生育期作物吸氮量与土壤各组分有机氮含量的相关性不同，在营养生长和生殖生长并进阶段的灌浆期和生殖生长阶段的成熟期植物吸氮－15N与氨基酸态氮－15N和酸解铵态氮－15N的关系更密切。

4）酸解性铵态氮－15N对外源化肥氮在土壤氮库中转化的直接贡献最显著；水稻是喜铵作物，酸解性铵态氮－15N与铵态氮－15N之间存在显著的正相关关系（Ｒ2=0.93）。在今后的研究工作中，可依据这些研究结果，重点采取措施对水稻不同生育期酸解性铵态氮库进行调节，可望达到合理施氮及实现氮素养分高效利用的预期目标。

参考文献：

［1］Stevenson F J．Organic forms of soil nitrogen［A］．Stevenson F J．Nitrogen in agricultural soils［C］．Madison USA：American

Society of Agronomy，1982．67－122.

9241

植物营养与肥料学报20卷

［2］武冠云．土壤有机氮的形态、分布及其易分解性［J］．土壤通报，1986，17（2）：99－109.

Wu G Y．Soil organic nitrogen form，component and

decomposition［J］．Chinese Journal of Soil Science，1986，17

（2）：99－109.

［3］Bremner J M．Organic forms of nitrogen［A］．Black C A．ed．Methods of soil analysis［C］．Wisconsin，USA：American Society

of Agronomy，1965，1238－1254.

［4］BowdenＲD．Inputs，outputs and accumulation of nitrogen in early successional moss（Polytrichum）ecosystem［J］．Ecological

Monographs，1991，61：207－223

［5］Schulten HＲ，Schnitzer M．The chemistry of soil organic nitrogen：A review［J］．Biology Fertility of Soils，1998，26：1

－15.

［6］Korsaeth A，Bakken LＲ，Ｒiley H．Nitrogen dynamics of grass as affected by N input regimes，soil texture and climate：Lysimeter

measurements and simulations［J］．Nutrient Cycling in

Agroecosystems，2003，66：181－199.

［7］Chivenge P，Vanlauwe B，GentileＲ，Six J et al．Organic resource quality influences short-term aggregate dynamics and soil organic

carbon and nitrogen accumulation［J］．Soil Biology＆

Biochemistry，2011，43：657－666.

［8］BolＲ，Ostle N J，Petzke K J et al．Amino acid15N in long-term bare fallow soils：influence of annual N fertilizer and manure

applications［J］．Europe Journal of Soil Science，2008，59：617－

629.

［9］鲁彩艳．肥料氮在土壤－作物系统中的转化与释放规律［D］．沈阳：中国科学院沈阳应用生态研究所博士学位论文，2008.

Lu C Y．Transformation and release of labeled chemical fertilizer N

［D］．Shengyang：PhD dissertation，Institute of Applied Ecology

Chinese Academy of Sciences，2008.

［10］鲁如坤．土壤农业化学分析方法［M］．北京：中国农业科技出版社，2000.

LuＲK．Chemical analysis in farming soil［M］．Beijing：China

Agricultural Science and Technology Press，2000.

［11］杜晓玉．有机肥用量及种类对土壤氮组分和农田氮流失的影响［D］．北京：中国农业科学院硕士学位论文，2011.

Du X Y．Effects of manure types and application rates on soil

nitrogen fractions and nitrogen losses of farmland［D］．Beijing：

MS thesis，Chinese Academy of Agricultural Sciences，2011.［12］Kwon H Y，HudsonＲJ M，MulvaneyＲL．Characterization of the organic nitrogen fraction determined by the Illinois soil

nitrogen test［J］．Soil Science Society of America Journal，2009，

73：1033－1043.

［13］Jone D L，Owen A G，Farrar J．Simple method to enable the high resolution determination of total free amino acids in soil

solutions and soil extracts［J］．Soil Biology＆Biochemistry，

2002，34：1893－1902.

［14］王瑞军，李世清，张兴昌，等．西北地区不同生态系统几种土壤有机氮组分和微生物体氮的差异［J］．干旱地区农业研

究，2004，22（4）：21－25．

WangＲJ，Li S Q，Zhang X C et al．Difference of soil organic

nitrogen components and microbial biomass nitrogen under

different eco-system in northwestern China［J］．Agricultural

Ｒesearch in the Arid Areas，2004，22（4）：21－25

［15］LüH J，He H B，Zhao J S et al．Dynamics of fertilizer－derived organic nitrogen fractions in an arable soil during a growing

season［J］．Plant and Soil，2013，373：595－607.

［16］郝晓辉，肖宏宇，苏以荣，等．长期不同施肥稻田土壤的氮素形态及矿化作用特征［J］．浙江大学学报（农业与生命科学

版），2007，33（5）：544－550．

Hao X H，Xiao H Y，Su Y Y et al．Characteristics of nitrogen

forms and mineralization in paddy soils of long-term fertilization

experiment［J］．Journal of Zhejiang University（Agric．＆Life

Sci），2007，33（5）：544－550

［17］BolandＲ，Ostle N J，Chenu C C et al．Long term changes in the distribution andδ15N values of individual soil amino acids in the

absence of plant and fertilizer inputs［J］．Isotopes in

Environmental Health Studies，2004，40：243－256

［18］吕慧捷．肥料氮向土壤有机氮组分的转化动态及稳定机制［D］．沈阳：中国科学院沈阳应用生态研究所博士学位论

文，2012.

LüH J．Transformation dynamics of fertilizer nitrogen into organic

constituents and stabilization in different soil organic N fractions

［D］．Shenyang：PhD dissertation，Institute of Applied Ecology

Chinese Academy of Sciences，2012.

［19］Stevenson F J．Humus chemistry：genesis，composition，reactions（2nd edu．）［M］．New York：John Wiley＆

Sons，1994，

［20］Drury C F，VoroneyＲP，Beauchamp E G．Availability of NH+4－N to microorganisms and the soil internal N cycle［J］．Soil

Biology and Biochemistry，1991，23：165－169.

［21］Lu C Y，Zhang X D，Chen X et al．Fixation of labeled （15NH4）2SO4and its subsequent release in black soil of

Northeast China over consecutive crop cultivation［J］．Soil and

TillageＲesearch，2010，106：329－334.

［22］孙艳，张英莉．不同施肥条件下塿土中固定态铵的含量及其有效性［J］．土壤通报，1991，22（4）：160－161，156.

Su Y，Zhang Y L．Effect of different fertilization management on

fixed ammonium content and availability［J］．Chinese Journal of

Soil Science，1991，22（4）：160－161，156.

［23］王岩，蔡大同，史瑞和．肥料残留氮的有效性及其与形态分布的关系［J］．土壤学报，1993，30（1）：19－25.

Wang Y，Cai D T，ShiＲH．Availability of fertilizer residual-N

and its relationship with distribution of residual N fractions［J］．

Acta Pedologica Sinica，1993，30（1）：19－25.

［24］He H B，LüH J，Zhang W et al．A liquid chromatographic/mass spectrometric method to evaluate13C and15N incorporation into

soil amino acids［J］．Journal of Soil and Sediments，2011，11：

731－740.

0341

土壤氮素的形态及其转化过程

土壤氮素的形态及其转化 过程 This model paper was revised by the Standardization Office on December 10, 2020

土壤氮素的形态及其转化过程 摘要：氮是植物生长发育所必需的大量元素，对植物的产量和品质影响很大。土壤中氮素的形态及其转化过程和结果则直接决定了氮对植物生长的有效性的大小，了解土壤中氮素存在的形态和其转化过程，对于科学合理经济的肥料施用具有现实的启示作用。 关键词：氮素；形态；转化过程 土壤中氮素的含量受自然因素和人为因素的双重影响，较高的氮素含量表明土壤肥力也较高。自然条件下，土壤没有受到人为因素的影响，有机质日积月累，土壤中氮的含量也较高。耕地土壤氮素含量及转化过程则更强烈的受到人为耕作、施肥、不同作物等因素的影响，因而相对表现的复杂一些。 一、土壤中氮素的形态 1.无机态氮 无机态氮包括固定态NH4+、交换性NH4+、土壤溶液中的NH4+、硝态氮（NO3-）、亚硝态氮等，这其中以NH4+离子和NO3-离子最容易被植物吸收利用，农业生产中常常用到的碱解氮，也叫水解氮或速效氮，就属于无机态氮中的一部分。无机态氮并不是全部都能被植物所直接吸收利用，它们中的大部分是被粘土矿物晶层所固定了的固定态铵，不能作为速效氮存在。固定态铵只有在土壤中经过相

应的转化，转化为铵离子或硝酸离子、硝酸盐类的含氮物，才能为作物利用。 2.有机态氮 有机态氮构成了土壤全氮的绝大部分。它们与有机质或粘土矿物相结合，或与多价阳离子形成复合体。有机态氮大都难以分解，并不能为作物所直接吸收利用。但有机态氮的含量高低依然是衡量土壤肥力高低的重要指标，有机态氮的含量高，可被转化的氮素水平也相应的高，其作为植物氮素营养‘库’的存在是有很大的作用的。 二、土壤中氮素的转化过程 1.氮素的矿化与生物固持作用 氮素的矿化作用，简单的说就是有机态的、不易分解的氮素及含氮化合物在土壤中微生物的参与下分解转化为无机态氮的过程，是一个氮的速效化的过程，也是一个可利用氮素增加的过程。氮的固持作用，就是土壤中的无机态氮在土壤微生物的作用下转化为细胞体中有机态氮的过程，其对于农业生产上的实质就是可利用的速效氮的减少过程。 2.铵离子的固定与释放 铵离子的固定，其实质就是土壤溶液中的能自由移动的、可交换的铵离子被土壤胶体所吸附，变成不可交换的铵离子的过程，固定了的铵离子不能再被交换到土壤溶液

三种氮素形态

1.硝态氮和铵态氮 如，栽培在淹水环境中的水稻或水生植物，以吸收还原态的铵态氮为主要氮源；生长在旱地上的玉米、小麦等旱作物，则较多利用氧化态的硝态氮。又如，对北方大多数呈碱性反应的石灰性土壤，以及保护地表层土壤，由铵转化成硝态氮的硝化作用旺盛，硝态氮是其优势氮源；即使对其施用铵态氮肥（铵盐、尿素以及有机氮），也都很易在土壤中转化成硝态氮，因而种植在其上的旱作物、喜硝作物等生长良好，并可用硝态氮的含量作为评价其速效氮水平的指标。而对南方酸性土壤，尤其是pH值＜5．0的土壤，硝化作用很弱，常态下能保持的硝态氮量较低，铵态氮是这类土壤的优势氮源，水稻等作物将生长较好；若种植喜硝态的旱作物，往往生育不理想，或需要在施用较多硝态氮源下才能更好生育，因而那些含有一定量硝态氮的复合肥的肥效常较好而更受欢迎，定价也较高。 2.硝态氮肥和铵态氮肥各有何优点？ 酰铵、氨基酸等不经过进一步分解，不能成为营养氮源。硝态氮和铵态氮能够被植物直接吸收利用，他们施入土壤后的行为以及进入植物体内的代谢是不同的，因此作为植物氮源也各有利弊。 首先，硝酸根带负电荷，不易被带负电荷为主的土壤胶体吸附；铵离子带正电荷，容易被土壤吸附，不仅吸附在土壤表面，还可进入粘土矿物的晶体中，成为固定态铵离子，因此，硝态氮主要存在于土壤溶液中，移动性大，容易被植物吸收利用，也容易随雨水流失。而安泰但主要被吸附和固定在土壤胶体表面和胶体晶格中，移动性较小，比较容易被土壤“包存”。其次，不同形态的氮在土壤中会相互转化。在适宜的温度、水分和通气条件下，在土壤微生物和酶的作用下，尿素水解为铵态氮，铵态氮氧化为硝态氮。因此，早春低温季节尿素和铵态氮的转化比较慢，夏季高温季节转化快。在旱地土壤中硝态氮往往多于铵态氮，而在水田土壤中硝态氮很少。第三，在土壤湿度过大。通气不良和有新鲜有机物存在的情况下，硝态氮在微生物作用下可还原成氧化亚氮，氧化氮和氮气，这种反硝化作用是硝态氮损失的主要途径之一。硝态氮从土壤中损失的主要途径是氨挥发。因此，硝态氮肥适宜于气候较冷凉的地区和季节，在旱地分次施用，肥效快而明显，但不宜在高温、多雨的水田地区使用；铵态氮肥适宜于水田，也适宜于旱地使用，但适用于土壤表面或撒施于水田，氨挥发的损失较大。 3.胺态氮肥、硝态氮肥、酰胺态氮肥的共性是什么? 一、铵态氮肥

土壤中氮素转化过程及植物吸收方式(土壤部分初稿)说课材料

土壤中氮素转化过程及植物吸收方式(土壤 部分初稿)

土壤中氮素转化过程及植物吸收方式 我国耕地土壤全氮含量为0.04～0.35％之间，且土壤有机质含量呈正相关。其氮素来源包括：生物固氮、降水、农业灌溉和施肥等，而目前肥料是农田土壤氮肥的主要来源。下面就从土壤中氮素的主要表现形态和转化过程等进行详细的介绍： （一）土壤中氮素的主要形态 水溶性速效氮源 < 全氮的5% 包括游离氨基酸、胺盐及酰胺类化合物等有机氮水解性缓效氮源占50～70% 包括蛋白质及肽类、核蛋白类、氨基糖类(>98%) 非水解性难利用占30～50% 包括杂环态氮、缩胺类 离子态土壤溶液中 无机氮吸附态土壤胶体吸附 (1～2％) 固定态 2：1型粘土矿物固定 注明：其中无机氮包括：铵态氮(NH4+ — N)、硝态氮(NO3-— N)、亚硝态氮(NO2- — N)三种主要形态。 一般情况下，土壤中存在的主要是有机态氮，占土壤总氮的90~98%。

（二）土壤中氮素的转化过程 1.有机态氮的转化 土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物，必须要经过各种矿化过程，变为易溶的形态，才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程是包括许多过程在内的复杂过程。 ①水解过程蛋白质在微生物分泌的蛋白质水解酶的作用下，逐步分解为各种氨基酸。 ②氨化过程氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨化过程。如： RCH2OH＋NH3＋CO2＋能量—水解—→ RCHNH2COOH＋H2O RCHOHCOOH＋NH3＋能量—氧化—→ RCHNH2COOH＋O2 RCOOH＋NH3＋CO2＋能量——还原—→RCHNH2COOH＋H2 由此可见，氨化作用可在多种多样条件下进行。无论水田、旱田，只要微生物活动旺盛，氨化作用都可以进行。

土壤中的氮素及其转化

土壤中的氮素及其转化 1.土壤中氮素的来源和含量 1.1 来源 ①施入土壤中的化学氮肥和有机肥料；②动植物残体的归还；③生物固氮； ④雷电降雨带来的NO3—N。 1.2 含量 我国耕地土壤全氮含量为0.04%~0.35%之间，与土壤有机质含量呈正相关。 2. 土壤中氮素的形态 3. 土壤中氮素的转化 3.1 有机氮的矿化作用 定义：在微生物作用下，土壤中的含氮有机质分解形成氨的过程。 过程：有机氮氨基酸NH4＋-N＋有机酸 结果：生成NH4＋-N（使土壤中有机态的氮有效化）

3.2 土壤粘土矿物对NH4＋的固定 定义：①吸附固定（土壤胶体吸附）：由于土壤粘土矿物表面所带负电荷而引起的对NH4＋的吸附作用 ②晶格固定（粘土矿物固定）：NH4＋进入2:1型膨胀性粘土矿物的晶层间而被固定的作用 过程： 结果：减缓NH4＋的供应程度（优点？缺点？） 3.3氨的挥发 定义：在中性或碱性条件下，土壤中的NH4＋转化为NH3而挥发的过程 过程： 结果：造成氮素损失 3.4硝化作用 定义：通气良好条件下，土壤中的NH4＋在微生物的作用下氧化成硝酸盐的现象 过程： 结果：形成NO3--N 利：为喜硝植物提供氮素 弊：易随水流失和发生反硝化作用 3.5无机氮的生物固定 定义：土壤中的铵态氮和硝态氮被植物体或者微生物同化为其躯体的组成成分而被暂时固定的现象。 过程： 结果：减缓氮的供应，可减少氮素的损失 3.6反硝化作用

定义：嫌气条件下，土壤中的硝态氮在反硝化细菌作用下还原为气态氮从土壤中逸失的现象 过程： 结果：造成氮素的气态挥发损失，并污染大气 3.7硝酸盐的淋洗损失 NO3-不能被土壤胶体吸附，过多的硝态氮容易随降水或灌溉水流失。 结果：氮素损失，并污染水体 4. 小结：土壤有效氮增加和减少的途径 增加途径：①施肥(有机肥、化肥)；②氨化作用；③硝化作用(喜硝作物)；④生物固氮；⑤雷电降雨 降低途径：①植物吸收带走；②氨的挥发损失；③硝化作用(喜铵作物)；④反硝化作用；⑤硝酸盐淋失；⑥生物和吸附固定(暂时) 氮肥的种类、性质和施用 氮肥的种类很多，根据氮肥中氮素的形态，常用的氮肥一般可分为三大类。 ①铵态氮肥，如氨水、硫酸铵、碳酸氢铵、氯化铵等；②硝态氮肥，如硝酸钠、硝酸钙、硝酸钾等；③酰胺态氮肥，如尿素。另外还有一类不同于以上的是长效氮肥（缓释/控释氮肥），如合成有机肥料（脲甲醛，脲乙醛等）和包膜肥料等。 1.铵态氮肥 共同性质：①易溶于水，易被作物吸收；②易被土壤胶体吸附和固定；③可发生硝化作用；④碱性环境中氨易挥发。

森林土壤氮素养分研究进展

森林土壤氮素研究进展 摘要氮素是林木生长所必需的大量营养元素之一，也是林木生长最重要的养分限制因子。土壤氮素是林木吸取氮素的主要来源。文章从氮素的化学结构、空间变异特征、氮沉降以及氮素矿化特征等方面土对土壤氮素的研究进展进行了综述。并展望了今后土壤氮素的研究方向。 关键词化学机构；有机氮；变异特征；矿化；氮沉降 1土壤中氮的含量和氮的形态 土壤中氮的含量范围为0.02％—0.05％，表层土壤和心底土壤的含氮量相差很大。心底土含氮量一般在0.1％以下，甚至只有0.02％；而表土的含氮量比较高，耕地土壤表层含氮量一般为0.05—0.3％，少数肥沃的耕地、草原、林地的表层土壤甚至可以达到0.5—0.6％以上，而冲刷严重、贫瘠的荒地表层土则可低至0.05％以下。有机质土壤的含氮量较矿质土高，如腐泥土、泥炭土等的含氮量可以高达1—3.5％，当然，也有一些高位泥炭土含氮量在1％以下。但是总的情况是含有机质高的土壤，其含氮量也比较高，两者有着密切的关系[1]。 在陆地生态系统中的氮以不同的形态存在于大气圈、岩石圈、生物圈、和水圈，并在各圈层之间相互转换，大气中氮以分子态氮（N2）和各种氮氧化物（NO2、N2O、NO等）形式存在。其中生物不能吸收利用的惰性氮气（N2）占大气体积的78％，它们在微生物作用下通过同化作用或物理、化学作用进入土壤，转换为土壤和水体的生物有效氮—铵态氮（NH4-N）和硝态氮（NO3-N)[2]。 氮在土壤中以无机氮和有机氮形态存在，有机氮是土壤氮素的主要组成成分，占土壤总氮的90％左右[3]。氮素的化学机构与供氮能力有关，我国研究学者通过先进化学仪器，初步查明，腐殖物质中氮素约70％以上以酰胺态氮存在，脂肪和杂环态氮均各占15％以下，杂环态氮主要是吲哚和吡咯类，吡啶类没有或者数量甚少。非酸解氮中，部分可能为抗酸解的酰胺[4—5]。 传统上，人们一直认为植物只能吸收无机态氮素，而不能吸收有机态氮，土壤中的有机态氮必须经土壤微生物矿化为无机态氮后才能被植物吸收。然而研究发现，在高寒苔原及北方森林生态系统中，无机氮含量少，既植物氮摄取量远高于土壤无机氮，这表明其他氮源为植物营养也很重要[20]。报道称生长在苔草的莎草科(Cyperaceae)植物白毛羊胡子草(Eriophorum vaginatum)可以迅速吸收游离氨基酸，它吸收的氮至少60％来自氨基酸[3]。 2土壤中氮的空间变异特征 森林生态系统中,在垂直尺度上，全氮和碱解氮在不同层次土壤中，存在明显差异性。一般而言，自表层至下层，含量依次下降。就碱解氮，A层土壤变异系数明显高于B、C层[6-7]。 由于森林演替和植被类型植被干扰程度及地形等多重因素的影响，森林土壤全氮及碳氮比在空间的分布有着明显的变异特征。演替过程中，有机氮，全氮其平均值随生态系统由人工林、次生演替早起林、次生演替中后期林顺向演替，平均值先增加后减少[8]。 人工林土壤全氮异质性相对较低，空间分布较次生林更趋于均匀化。次生林则表现出较强的空间自相关变异性[8]。 不同森林类型土壤全氮，有效氮质量分数均表现出阔叶林中明显高于针叶林。土壤全氮在针阔混交林中变异强度最大，但变异的空间相关性较差，而在阔叶和针叶纯林中变异强度有所下降，但是变异的空间相关性较好[9]。土壤氮素空间异质性的产生受多个环境因子的影响[10]。当然土壤资源的异质性特征也可导致森林空间分布异质性及格局产生，同时，树木的

土壤微生物量碳氮测定方法

1.23.1 土壤微生物碳的测定——TOC-V CPH有机碳分析仪 一、方法原理 土壤有机碳的测量方法主要有两种，即氯仿熏蒸培养法和氯仿熏蒸—直接浸提法。 1．氯仿熏蒸培养法[1]：土壤经氯仿熏蒸后再进行培养，测定培养时间内熏蒸与未熏蒸处理所释放CO2之差来计算土壤生物量碳。 2．氯仿熏蒸直接浸提法[2]：土壤经氯仿熏蒸后直接浸提进行，测定浸提液中的碳含量，以熏蒸和不熏蒸土壤中总碳的差值为基础计算土壤微生物含碳量。 直接提取法与氯仿熏蒸培养法相比，直接提取法具有简单、快速、测定结果的重复性较好等优点。直接提取法测定土壤微生物量的碳的方法日趋成熟。现在氯仿熏蒸—K2SO4提取法已成为国内外最常用的测定土壤微生物碳的方法。本实验以氯仿熏蒸直接浸提法为例介绍土壤微生物量碳氮的浸提与测定。 二、主要仪器 振荡机、真空干燥器、真空泵、TOC-V CPH有机碳分析仪。 二、试剂 1．氯仿（去乙醇）：普通氯仿一般含有乙醇作为稳定剂，使用前要去除乙醇。将氯仿按照1︰2（v/v）的比例与蒸馏水一起放入分液漏斗中，充分振动，慢慢放出底部氯仿，重复3次。得到的无乙醇氯仿加入无水CaCl2，以除去氯仿中的水分。 2．0.5 mol·L-1 K2SO4浸提液：43.57g分析纯K2SO4定溶至1L。 四、操作步骤 称取过2mm筛的新鲜土样12.5g六份，置于小烧杯中。将其中三份小烧杯放入真空干燥器中，干燥器底部放3个烧杯，其中一个放氯仿，烧杯内放少许玻璃珠（防爆），另一个放水（保持湿度），再放一杯稀NaOH。抽真空时，使氯仿剧烈沸腾3-5 min，关掉真空干燥器阀门，在暗室放置24 h。熏蒸结束后，打开干燥器阀门，取出氯仿，在通风厨中使氯仿全部散尽。另三份土壤放入另一干燥器中，但不放氯仿。 将熏蒸的土样全部转移至150 mL三角瓶中，加入50mL 0.5 mol·L-1 K2SO4 (土水比为1:4)，振荡30min，过滤。未熏蒸土样操作相同，同时做空白。 五、结果计算 土壤微生物量碳 =（熏蒸土壤有机碳-未熏蒸土壤有机碳）/0.45 式中：0.45——将熏蒸提取法提取液的有机碳增量换算成土壤微生物生物量碳所采用的转换系数（kEc)。 一般量容法采用的kEc值为0.38，仪器分析法kEc 取值0.45。 六、注意事项 1．氯仿致癌，操作时应在通风厨中进行。 2．打开真空干燥器时，要听声音，如没空气进去的声音，试验需重做。 3．应注意试剂的厂家，有些厂家的K2SO4试剂不宜浸提土壤微生物量碳。 4．浸提液应立即用TOC-V CPH有机碳分析仪测定或在-18℃下保存。 1.23.2土壤微生物量氮的测定 一、方法原理 土壤微生物态氮是土样在CHCl3熏蒸后直接浸提氮含量，并进行测定，以熏蒸和不熏蒸

4.1污染物在土壤中的迁移转化

第四章土壤环境化学——污染物在土壤中的迁移转化 本节内容要点：土壤污染源、主要污染物，氮和磷的污染及其迁移转化，土壤的重金属污染及其迁移转化，土壤的农药污染及其迁移转化，土壤中温室气体的释放、吸收及传输等。 人类活动产生的污染物进入土壤并积累到一定程度，引起土壤质量恶化的现象即为土壤污染。土壤与水体和大气环境有诸多不同，它在位置上较水体和大气相对稳定，污染物易于集聚，故有人认为土壤是污染物的“汇”。 污染物可通过各种途径进入土壤。若进入污染物的量在土壤自净能力范围内，仍可维持正常生态循环。土壤污染与净化是两个相互对立又同时存在的过程。如果人类活动产生的污染物进入土壤的数量与速度超过净化速度，造成污染物在土壤中持续累积，表现出不良的生态效应和环境效应，最终导致土壤正常功能的失调，土壤质量下降，影响作物的生长发育，作物的产量和质量下降，即发生了土壤污染。土壤污染可从以下两个方面来判别：(1)地下水是否受到污染；(2)作物生长是否受到影响。 土壤受到污染后，不仅会影响植物生长，同时会影响土壤内部生物群的变化与物质的转化，即产生不良的生态效应。土壤污染物会随地表径流而进入河、湖，当这种径流中的污染物浓度较高时，会污染地表水。例如，土壤中过多的N、P，一些有机磷农药和部分有机氯农药、酚和氰的淋溶迁移常造成地表水污染。因此，污染物进入土壤后有可能对地表水、地下水造成次生污染。土壤污染物还可通过土壤植物系统，经由食物链最终影响人类的健康。如日本的“痛痛病”就是土壤污染间接危害人类健康的一个典型例子。 1）土壤污染源 土壤污染源可分为人为污染源和自然污染源。 人为污染源：土壤污染物主要是工业和城市的废水和固体废物、农药和化肥、牲畜排泄物、生物残体及大气沉降物等。污水灌溉或污泥作为肥料使用，常使土壤受到重金属、无机盐、有机物和病原体的污染。工业及城市固体废弃物任意堆放，引起其中有害物的淋溶、释放，也可导致土壤及地下水的污染。现代农业大量使用农药和化肥，也可造成土壤污染。例如，六六六、DDT等有机氯杀虫剂能在土壤中长期残留，并在生物体内富集；氮、磷等化学肥料，凡未被植物吸收

稻田土壤氮素流失机制研究

稻田土壤氮素流失机制研究 摘要：本文通过查阅大量文献，总结了稻田土壤中氮素流失的过程机制和影响因素，并进一步探究了抑制或减缓稻田土壤氮素流失的方法，为稻田氮素流失的相关研究提供基础资料。 关键词：稻田；氮素流失；机制 Study on the mechanism of soil nitrogen losing in paddy field Abstract:Through consulting a large number of documents, this article summarizes the process of soil nitrogen losing mechanism and the influencing factors in the paddy fields, then explore the methods to inhibit or slow the nitrogen losing in the paddy fields; the goal is to providing a basic material for related research. Key words: paddy field; nitrogen losing; mechanism 氮素是动植物生长所需的主要元素。土壤中氮素的丰缺及供给状况直接影响着农作物的生长水平[1]。随着世界人口的日益增加, 对粮食的需求量也越来越大, 该元素在维持农业系统的可持续性和经济活力中扮演着重要的角色。由于其易于以气体形式挥发, 易于淋失和迁移, 因此氮素会大量流失, 进而影响水和空气的质量[2]。 为提高土壤的氮素水平，人们在农业生产中广泛使用大量的氮素化肥。目前中国已成为世界上氮肥年用量最多的国家之一[3]，单位面积的施用量也高于世界平均水平。由于施肥方法或农业管理措施不当，导致氮素损失加剧[4]，严重影响了氮肥利用率，中国氮肥利用率仅为30% ～50%[5]。研究表明，农田中氮素损失的途径主要包括：氨的挥发、反硝化脱氮、铵的固定、径流冲刷和硝态氮的淋失等。其中，硝态氮的淋失是损失的重要方面[6]，淋失量可达5%～41.9%[7]。 水稻是我国南方的主要粮食作物之一, 同时也是消耗氮素较多, 流失

土壤氮转化过程对环境的适应性

土壤氮转化过程对环境的适应性 蔡祖聪 土壤与农业可持续发展国家重点实验室；中国科学院南京土壤研究所；江苏南京市北京东路71 号；210008 施用氮肥是提高作物产量、保证粮食安全必不可少的措施。从1995年到2005年的十年间，世界化肥氮生产量从100百万吨增加到121百万吨(Galloway et al., 2008)。如同人类大量利用矿质能源、开垦土地等造成大气CO2浓度持续升高，引发全球变暖的环境问题那样，氮肥施用量的持续增加导致的环境问题也已经成为全球性的问题。 氮是植物的必需元素。对于非豆科植物，主要依靠吸收土壤中的氮作为维持生理活动、合成氨基酸和蛋白质。但是，可以被非豆科植物吸收利用的活性氮（Nr）并不是土壤的原始成分，它是在土壤发育过程逐渐积累起来的。有机氮是土壤积累的活性氮的最主要形态，一般占土壤氮的95%以上。土壤保持有机氮的能力远远于大保持无机氮的能力。由于植物一般只能吸收利用土壤中的无机氮，所以，有机氮只有通过矿化转化成为无机氮以后才能被植物吸收。土壤保持不同形态的无机氮（主要为铵态氮和硝态氮）的能力受环境条件，特别是水分条件的影响。为了将无机氮保持在土壤中，在不同的环境条件下，土壤通过调节氮在不同形态之间的转化速率，将无机氮保持在可被土壤保持的形态。但是，人类活动极大地干扰了土壤保持无机氮的策略，使土壤保持无机氮的能力下降，向环境扩散增加。所以，人类活动导致的环境氮污染，不仅是由于活性氮消耗量增加，而且也是由于人类活动对土壤保氮策略的干扰。前者已经受到高度的关注，但对后者的研究还极其有限。 Climate Change Adaptation for Conservation of Freshwater Ecosystems Jamie PITTOCK WWF Research Associate; Fenner School for Environment & Society, Australian National University; James Pittock Consulting Freshwater ecosystems are at the centre of the crisis in biodiversity loss, for reasons that mostly exclude climate change. For instance, the 2005 Millennium Ecosystem

氮在地下水中迁移转化规律

氮在地下水系统中的迁移转化挤数学模型 摘要：近年来，我国部分地区地下水硝酸盐污染态势十分严峻，特别是集约化种植区由于施用大量氮肥导致的硝酸盐污染更为严重。为控制污染，应掌握地下水硝酸盐污染的空间变异规律与分布特征。采用地统计学方法.结果表明，不同区域地下水硝态氮含量存在一定的差异，存在明显的趋势效应以及变异性，且含量随地下水深度增加而减少。通过相关性分析，获得与地下水硝态氮含量相关性最高的两个因子（土壤有机质含量和全氮含量），并作为协克里金（Cokriging）插值方法中的协同因子，地下水硝酸盐污染进行插值。经比较分析，协克里金法比普通克里金法（OrdinaryKriging）的精度高，减少了80％的平均误差。协克里金法空间插值结果表明，空间分布规律表现在从西南到东北逐渐升高的方向性效应，而地下水硝态氮含量较高的区域主要分布在潍坊、青岛、烟台种植区，如青岛的平度、莱西，潍坊的寿光等农业较发达的种植区。 关键词：地下水硝酸盐污染；空间变异；地统计；协克里金法 Abstract：In recent years, groundwater nitrate pollution in some regions of China is very serious. Especially，nitrate pollution in intensive cultivation areas is more serious for the application of a large number of nitrogen fertilizer. The objective of this preliminary research is to investigate the potential of application geo statistical method to explore spatial variability of groundwater nitrate pollution in Shandong intensive farming regions in China. Detailed sample data of groundwater nitrate nitrogen were collected in 175 farming sites representing the typical cropping systems in the study area. Semi-variole of the geo-statistical method was used to analyze the groundwater nitrate nitrogen spatial variability based on the 175 sample sites data. The results indicated that there was an obvious variability and trend effect that gradually increasing from the southwest to the northeast. Furthermore, the concentration decreased with the increase in the depth of groundwater. For obtaining the spatial variation of groundwater nitrate nitrogen in the whole study area, cokriging method was utilized to interpolate the groundwater nitrate nitrogen pollution with two synergy factors（e.g. soil organic matter content and total nitrogen content）which were the most obvious relevant with groundwater nitrate nitrogen concentration. Compared with ordinary cringing method, cokriging method achieved higher precision with a decrease of 80% of the average error. Cokriging spatial interpolation results showed that areas with higher nitrate nitrogen concentration in groundwater mainly distributed in Weifang, Qingdao, and Yantai intensive farming regions, due to the excessive use of nitrogen fertilizer in these regions. The result suggested that the cokriging spatial interpolation was an effective approach of obtaining the groundwater nitrate nitrogen spatial variability in intensive farming regions. The possible reasons for the

土壤氮素循环及其模拟研究进展

土壤氮素循环模型及其模拟研究进展 * 唐国勇 1,2 黄道友1 童成立 1** 张文菊 1,3 吴金水 1 (1中国科学院亚热带农业生态研究所亚热带农业生态重点实验室,长沙410125;2中国科学院研究生院,北京100039;3 华中农业大学资源环境学院,武汉430070) 摘要 N 既是植物必需的营养元素,又是造成环境污染的重要元素.正确模拟土壤中N 循环已经成为科学家共同关注的热点问题.简述了土壤N 循环的基本过程,重点介绍了13种土壤N 循环模型和6个土壤N 循环过程的模拟,并讨论了模拟中存在的参数化问题. 关键词 土壤N N 循环 模型 模拟 文章编号 1001-9332(2005)11-2208-05 中图分类号 S153.6 文献标识码 A Research advances in soil nitrogen cycling models and their simulation.T AN G Guo yong 1,2,HU AN G Daoyou 1,T ON G Cheng li 1,ZHA NG Wenju 1,3,WU Jinshui 1(1Key L abor ator y of S ubtr op ical A gro ecology ,I nstitute of Subtrop ical A gr icultur e,Chinese A cademy of Sciences,Changsha 410125,China;2Gr aduate School of Chinese A cademy of Sciences ,Beij ing 100039,China;3College of Resources and Env ironment,H uaz hong A gricultural Univer sity ,W uhan 430070,China). Chin.J.A p pl.Ecol .,2005,16(11):2208~2212. N itrogen is one of the necessary nutrients for plant,and also a pr imar y element leading to environmental pollu tion.M any researches hav e been concerned about t he contr ibution of agr icultur al act ivities to env ironmental pollu tion by nitrogenous compounds,and the focus is how to simulate soil nitrog en cycling pr ocesses correctly.In this paper,the pr imary soil nitro gen cycling processes were rev iewed in brief,w ith 13cycling models and 6simulated cycling processes introduced,and t he parameterization o f models discussed.Key words Soil nitro gen,Nitro gen cycle,M odel,Simulation. *中国科学院知识创新工程重要方向项目(KZCX3 S W 426)、国家 自然科学基金重点项目(40235057)和国家重点基础研究发展资助项目(2002CB412503).**通讯联系人. 2005-01-10收稿,2005-05-08接受. 1 引 言 N 是植物必需的营养元素,也是评价土壤质量和土地生产力的重要指标.为了获得高产,需要施用大量的氮肥.据统计[32],仅1996年全世界氮肥(折纯N)使用总量就高达8 50!107t,但N 累积利用率不高.据估计,施入土壤中的N 大约有35%通过各种途径损失掉[6,32].此外,氮肥的使用还可能造成环境污染,诸如温室气体(主要是氮氧化物)和致酸雨气体(氨气)的排放、地下水硝酸盐超标、水体富营养化等[20].如2000年,比利时80%的饮用水中硝酸盐含量超标[10].目前,土壤N 循环的研究已经成为土壤学家、环境学家、农学家等共同关注的热点问题之一. 土壤N 循环是N 生物地球化学循环中的重要环节,其模拟是作物估产、环境评价、农田管理、决策制定和长期预测的重要依据,对提高氮肥利用率、防止或减轻环境污染具有重要的理论和实践意义.20世纪60年代,就有基于单个过程的土壤N 循环方面的报道[25,28].40多年来,北美和欧洲一些国家建立了大量的土壤N 循环模型.我国在这方面研究还比较薄弱[3,15,24].本文拟通过简要概述土壤N 循环过程,重点介绍13种土壤N 循环模型和6个土壤N 循环过程的模拟,并讨论模型模拟中的参数化问题,以期为深入研究土壤N 循环及其模拟提供一定的参考和借鉴. 2 土壤N 循环的基本过程 土壤中含N 化合物种类多,理化、生物学性质各异.一般可将土壤中N 划分为有机氮和无机氮,以有机氮为主.在土壤微生物等因子的作用下,N 在土壤中发生一系列复杂的循环.主要循环过程有:有机氮矿化、腐殖化、硝化、反硝化、氨挥发、N 沉降、硝酸盐淋失、生物固氮、铵离子晶格固定和释放、土壤粘粒吸附和解吸、植物吸收等过程.土壤N 循环过程的研究是建立土壤N 循环模型以及N 生物地球化学循环模型的基础. 3 土壤N 循环模型的研究概况 目前,农业中数学模型并无统一的分类,可从不同角度进行划分.根据建模的方法可分为经验模型和机理模型;从土壤有机氮角度可分为单组分和多组分模型;从模拟循环过程的数目方面可分为单过程和多过程模型;此外,根据模型模拟的元素也可分为独立N 模型和综合模型的N 子模型. 经验模型通常依据实验测定或调查的N 循环分量与气 应用生态学报 2005年11月 第16卷 第11期 CHIN ESE JO UR NAL OF A PPL IED ECOLO GY,Nov.2005,16(11)?2208~2212

土壤全氮的测定凯氏定氮法

土壤学实验讲义 （修订版） 吴彩霞王静李旭东 2012年10月

目录 实验一、土壤分析样品采集与制备 实验二、土壤全氮的测定—凯氏定氮法实验三、土壤速效钾的测定 实验四、土壤有效磷的测定 实验五、土壤有机质的测定 实验六、土壤酸度的测定

实验一土壤分析样品采集与制备 一、实验目的和说明 为开展土壤科学实验，合理用土和改土，除了野外调查和鉴定土壤基础性状外，还须进行必要的室内常规分析测定。而要获得可靠的科学分析数据，必须从正确地进行土壤样品(简称土样)的采集和制备做起。一般土样分析误差来自采样、分样和分析三个方面，而采样误差往往大于分析误差，如果采样缺乏代表性即使室内分析人员的测定技术如何熟练和任何高度精密的分析仪器，测定数据相当准确，也难于如实反映客观实际情况。故土样采集和制备是一项十分细致而重要的工作。 二、实验方法步骤 (一)土样采集 分析某一土壤或土层，只能抽取其中有代表性的少部份土壤，这就是土样。采样的基本要求是使土样具有代表性，即能代表所研究的土壤总体。根据不同的研究目的，可有不同的采样方法。 1.土壤剖面样品 土壤剖面样品是为研究土壤的基本理化性质和发生分类。应按土壤类型，选择有代表性的地点挖掘剖面，根据土壤发生层次由下而上的采集土样，一般在各层的典型部位采集厚约l0厘米的土壤，但耕作层必须要全层柱状连续采样，每层采一公斤；放入干净的布袋或塑料袋内，袋内外均应附有标签，标签上注明采样地点、剖面号码、土层和深度。 图1 土壤剖面坑示意图

2. 土壤混合样品 混合土样多用于耕层土壤的化学分析，一般根据不同的土壤类型和土壤肥力状况，按地块分别采集混合土样。一般要求是： (1)采样点应避免田边、路旁、沟侧、粪底盘以及一些特殊的地形部位。 (2)采样面积一般在20—50亩的地块采集一个混合样可根据实际情况酌情增加样品数。 (3)采样深度依不同分析要求而定，一般土壤表层取0-10cm，取样点不少于5点。可用土钻或铁铲取样，特殊的微量元素分析，如铁元素需改用竹片或塑料工具取样，以防污染。 (4)每点取样深度和数量应相当，集中放入一土袋中，最后充分混匀碾碎，用四分法取对角二组，其余淘汰掉。取样数量约1公斤左右为宜。 (5)采样线路通常采用对角线、棋盘式和蛇形取样法。 (6)装好袋后，栓好内外标签。标签上注明采样地点、深度、采集人和日期，带回室内风干处理 (二)土壤样品制备 样品制备过程中的要求： (1)样品处理过程中不能发生任何物理和化学变化，以免造成分析误差。 (2)样品要均一化，使测定结果能代表整个样品和田间状态。 (3)样品制备过程包括：风干一分选一去杂一磨碎一过筛—混匀一装瓶一保存一登记。 风干一将取回的土样放在通风、干燥和无阳光直射的地方，或摊放在油布、牛皮纸、塑料布上，尽可能铺平并把大土块捏碎，以便风干快些。 分选一若取的土样太多，可在土样均匀摊开后，用“四分法”去掉一部分，留下1000克左右供分析用。 去杂、磨细和过筛一将风干后土样先用台称称出总重量，然后将土样倒在橡皮垫上，碾碎土块，并尽可能挑出样品中的石砾、新生体、侵入体、植物根等杂质，分别放入表面皿或其它容器中；将土样铺平，用木棒轻轻辗压，将辗碎的土壤用带有筛底和筛盖的0.25mm 筛孔的土筛过筛，并盖好盖、防止细土飞扬。不能筛过的部分，再行去杂，余下的土壤铺开再次碾压过筛，直至所有的土壤全部过筛，只剩下石砾为止。(样品通过多大筛孔、应依不同分析要求而定)。 混匀装瓶一将筛过的土壤全部倒在干净的纸上，充分混匀后装入500～1000ml磨口瓶中保存。每个样品瓶上应贴两个标签，大标签贴在瓶盖上。书写标签用HB铅笔或圆珠笔填

土壤中氮的形态和转化

土壤中氮的形态和转化 徐斌 一、土壤中氮的形态 土壤中的氮素形态分无机态及有机态两大类，但以有机态为主，按其溶解度大小和水解难易分为3类：第一，水溶性有机氮；第二，水解性有机氮；第三，非水解性有机态氮；它们在一般酸碱处理下不能水解，但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。 土壤无机态氮很少，一般表土不超过全氮的1％－2％。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮。它们都是水溶性的，都能直接为植物吸收利用。铵态氮为阳离子，能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子，但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后，被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。 1.有机态氮 按其溶解度大小和水解难易分为3类： 第一、水溶性有机氮一般不超过全氮的5％。它们主要是一些游离的氨基酸、胺盐及酰胺类化合物，分散在土壤溶液中，很 容易水解，释放出离子，是植物速效性氮源。 第二、水解性有机氮占全氮总量的50％－70％。主要是蛋白质多肽和氨基糖等化合物。用酸碱等处理时能水解成为较简单 的易溶性化合物。 第三、非水解性有机态氮占全氮的30％－50％。它们在一般酸碱处理下不能水解，但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。 2．无机态氮

土壤无机态氮很少，一般表土不超过全氮的1％－2％。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮及亚硝态氮。它们都是水溶性的，都能直接为植物吸收利用。 第一，硝态氮土壤中硝态氮主要来源于施人土壤中的硝态氮肥和微生物的硝化产物。 第二，铵态氮土壤中的铵态氮又分为三种，铵态氮为阳离子，能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子，但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后，被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。 第三，亚硝态氮土壤中的亚硝态氮是硝化作用的中间产物。二、土壤中氮的转化 土壤氮素形态较多，各种形态的氮素处于动态变化之中，不同形态的氮素互相转化，对于有效氮的供应强度和容量有重要意义。 1.有机态氮的转化 土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物，必须要经过各种矿化过程，变为易溶的形态，才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程是包括许多过程在内的复杂过程。 ①水解过程蛋白质在微生物分泌的蛋白质水解酶的作用下，逐步分解为各种氨基酸。 ②氨化过程氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨化过程。如： RCH2OH＋NH3＋CO2＋能量—水解—→ RCHNH2 COOH＋H2O RCHOHCOOH＋NH3＋能量—氧化—→ RCHNH2COOH＋O2 RCOOH＋NH3＋CO2＋能量——还原—→RCHNH2 COOH＋H2

土壤氮素淋失

农田土壤氮素淋失 摘要：农田氮素的流失，不仅造成化肥的利用率降低，农业生产成本上升，还对水环境造成污染，引起水体富营养化。氮肥进人土壤后，其损失途径主要是氨挥发和反硝化。本文讨论了农田氮流失对水体富营养化的贡献、农田氮流失途径及影响因素，并且提出了如何防止氮素淋失、控制水体富营养化的措施。 关键词：氮；淋失；富营养化；措施 Nitrogen leaching In farmland Abstract:Nitrogen leaching in farmland results in the low availability of fertilizer and the pollution of water invironment, eventually cause eutrophic. After applying nitrogenous fertilizer,its main loss ways are ammonia volatilization and denitrification. In this article , we report the contribution of nitrogen leaching to the eutrophic and leaching ways and its influence factors,and propose the measures to prevent nitrogen leaching and eutrophic. Key words: nitrogen;leaching; eutrophic.;measures 氮素是人类提高粮食产量的巨大动力。自六十年代“绿色革命”以来,大量的化肥进入农田，肥料提供了植物生长必需的营养元素，对保持作物高产稳产起了重要的作用，但是由施肥不当或过量施肥带来的环境污染问题也越来越突出，加上不合理的农业管理措施，导致作物利用率降低,氮素损失加剧，其中淋失作用被认为是氮素损失的重要途径之一，且农田氮流失引起的水体富营养化问题目前已受到人们的普遍关注。 氮是构成生命的要素之一，但过量的吸收也会危及生命。四十年代就报道了饮水中的 NO 3-可以引起婴儿高铁血红蛋白症，俗称氰紫症[1]，后来被证实是由NO 2 -氧化血红蛋白所致。 因此，WHO规定饮水中的NO 3 -最大允许含量（按纯N计）为10㎎/㎏，我国生活饮用水卫生标准规定为20㎎/㎏[2]。 化肥（尿素和硝铵）使用对浅层地下水污染的发展起始于本世纪六十年代。进人七十年代，一些农学家已建议限制化肥使用量，提高氮肥利用率[3]。近二十年来，全球氮素淋失有增无减。如美国中北和东北部的“玉米带”以及西部和东南部的灌溉农业区[4]、英格兰中、东部石灰岩和砂岩地区[5]、我国北京郊县[6]和太湖流域[7]的研究都表明了化肥使用与浅层地下水浓度升高的明显相关性，当前我国面临着提高粮食产量和保护水、大气环境的双重挑战，迎接挑战的有效方法就是深入了解土壤氮素淋滤迁移的机理，以及气候、土壤和水肥管理措施对氮素淋失的影响。 1 农田氮素循环 农业生态系统中的氮素循环是指，氮素通过不同途径进入农业生态系统，再经过许多相互联系的转化和移动过程后，又不同程度地离开这一系统，这一循环是开放性的，它与大气和水体等外界环境进行着复杂的交换[8]。 1.1农业生态系统的氮素输入 1.1．1 大气氮沉降大气氮沉降包括干湿沉降两种，干沉降主要以气态NO，N2O，NH3以及(NH4)2SO4粒子和吸附在其它粒子上的氮，其沉降速率取决于气象条件，其过程取决于风速、空气动力阻力和大气中气体与颗粒的化学、物理性质有关的表面性质等因素；湿沉降主