第三章-土壤氮素与环境
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态氮增高，主要的原因是由于化肥的大 量使用，就地表水的污染而论，化肥的 使用也贡献了其50%以上。
2、来自大气的干湿沉降
干湿沉降作用到达地表的NO2有0.4亿1.16亿吨，铵态氮为1.1亿~2.4亿吨，但各地 区的干湿沉降的差异很大。干湿沉降的氮一部 分直接进入河、湖等集水区，一部分参与土壤 氮循环，还有一部分汇入城市径流。
（2）虽然反硝化作用可以在较宽的温度范围内进行，但温度过高或过低 都不利于反硝化的进行；
（3）反硝化微生物需要有机物质作为电子供体和细胞能源，因此土壤中 的生物有效性直接影响反硝化速率；
（4）研究发现，免耕能促进反硝化作用，主要是与免耕时作物残茬的覆 盖有利于土壤保持较多的水分和提供能源物质有关；
（5）由于植物根系分泌物和脱落物进入土壤增加了碳源，以及植物根系 的活动使根系周围土壤的通气状况和水分条件以及pH与根外土壤不同， 因此植物根系能提高反硝化作用；
（6）氮肥施用量高时反硝化量明显高。
氮的吸附
土壤中各种形态的氮化合物，如氨态氮、硝态氮、有机态氮等均 能和土壤无机固相部分相互作用，被吸附或固定，在这三种形态 中，研究得比较多的是氨态氮和有机氮与土壤固相的作用。至于 硝态氮和亚硝态氮则一般被认为是带负电荷，吸附量甚微，或甚 至有负吸附现象。土壤固体部分对氨态氮的吸附可分为物理吸附、 化学吸附和物理化学吸附等几种类型。
环境科学等多个研究领域密切关注的问题。
土壤氮素由有机态氮和无机态氮组 成。前者为与碳结合的含氮物质．后者 为未与碳结合的含氮物质
在表层土中，有机态氮占土壤全氮的 90％左右，随看土层深度的加深．这一 比率迅速降低。
土壤无机态氮
土壤无机态氮包括铵态氮、硝态氮、亚硝态氮、氮氧化物、氮气 等。铵态氮可分为土壤溶液中的铵，交换性铵和粘土矿物固定态 铵．固定态铵存在于2：l粘土矿物晶层间．其含量主要决定于土 壤的粘土矿物类型和土壤质地。对具有固定铵能力的土壤来说， 它是土壤中无机态氮的主体。硝态氮和亚硝态氮一般存在于土壤 溶液中，在一般土壤中亚硝态氮含量极低。
由淋失和径流引起的水体NO3-和NO2-含量过高是施用氮肥对环境污 染的又一体现。饮水中硝酸盐和亚硝酸盐进入人体后与仲胺、酰 胺或类似的化合物反应，形成致癌和致突变化合物。目前，我国 的地下水硝酸盐污染非常严重，农田硝酸盐淋失被认为是主要原 因。
水稻土中由于淹水造成的还原条件，速效态氮的主体是铵态氮， 硝态氮含量极低。旱地土壤则以硝态氮为主，铵态氮含量较 低．在施肥的条件下．施肥后的一段时问内，速效态氮的含量升 高，以后急剧降低，旱地施尿素或铵态氮后．短时间内铵态氮的 含量可能较高．随着硝化作用的进行，一段时间后以硝态氮为主。
有机态氮
土壤有机态氮的形态分布与氮素的生物分解性之间并 无直接的联系，大部分有机态氮难于分解．只有少量 存在于土壤中活的或死的生物体中的有机态氮比较易 于分解，从而被植物吸收利用。在作物生长过程中通 过有机态氮矿化作用释放出来的氮是作物重要的氮索 来源。土壤有机态氮在作物氮索营养中起着重要的作 用。
土壤全氮含量
（3）施肥量对硝化作用有显著的影响，如硫酸铵用量在300mg N/g以下时，硝化速率随施用量的增加而增大，超过该施用量时硝 化速率迅速降低。至于肥料种类也影响，加入C/N低的有机物能 促进硝化作用；
（4）耕作对硝化作用有何影响，结论还不一致，有的发现免耕抑 制硝化作用，有的发现免耕反而使硝化作用比常规耕作更强，这 方面还需做进一步的探索；
施用氮肥对土壤健康质量的影响
对于氮肥来说，最易引起土壤变化的性质就是pH。连 续施用氮肥会导致土壤pH降低，在酸性土壤上问题尤 为明显。
酸性土壤交换性钙含量低，每加入100kg硫酸铵就需要 110kg的碳酸钙去中和由于氮肥所产生的酸度。如果不 施加石灰校正土壤酸度，锰和铝的过量释放将会产生 对植物的毒害作用
目前，我国许多地区每季作物氮素用量在150-225kg/hm2， 在某些地区的菜田，化学氮肥年施用量在500-1300 kg/hm2（N），远高于平均水平。
施用氮肥对环境质量的影响
据估计，我国农业中的氮损失正以惊人的速度 增加，如1969-1973年农业中的氮（化肥和有 机肥）年损失500万吨，其中化肥为200万吨， 是同期化肥氮用量的69%；
矿化作用主要由微生物进行，也称氨化微生物，所以，能影响氨化微 生物活动的环境条件均可影响氮素的矿化作用，主要有温度、湿度和 酸度。氨化作用的最适温度是20-35度，高于或低于这一温度，矿化作 用就会减弱。
矿化作用对pH的要求不是很严格，一般的土壤中均可以进行，但以中 性条件下最旺盛，过酸过碱均可对氨化作用有所抑制，尤以酸性条件 影响较大。
土壤固体部分对氨态氮的吸附包括氨分子（NH3）和铵离子（NH4+） 吸附，可通过分子引力或氢键进行。物理吸附量的大小和固体部 分的比表面积、黏土矿物组成、胶体的组成和表面性质等有关。
氨态氮或铵态氮与土壤固相部分的化学或物理化学吸附可通过多 种途径，如氨分子和粘粒矿物或有机物上的氢离子结合形成铵离 子、代换吸附、铵的固定、蛋白质的吸附固定等。
土壤对NH4+的吸附受pH的影响，一般随pH的增高，吸附 NH4+强度也增加，这是由于pH不但影响胶体所带的负电 荷数量，还影响胶体上所吸附的阳离子种类。
土壤对铵离子的吸附作用在氮素运移与转化过程中具 有重要意义。一方面，由于土壤对铵离子的吸附，使 得大部分的可交换性铵得以保存在土壤中，另一方面， 从氮素对地下水的污染看，由于土壤对铵离子具有保 持作用，阻滞了铵离子向深层土壤的淋失，减轻了氮 素对地下水的污染。但是，当土壤对铵离子的吸附量 达到最大值时，在入渗水流作用下铵离子还是可以进 入地下水，加重地下水氮污染。
（5）通常植物根系对硝化作用有抑制作用，这是由于根系分泌的 酚类物质和有机酸所致。
此外，土壤质地、温度、氧化还原电位、等也都会影响硝化作用。
反硝化作用
反硝化作用是指把硝酸盐等较复杂的含氮 化合物转化为N2、NO、N2O的过程
反硝化作用的影响因素
（1）反硝化作用是在嫌气条件下进行的微生物过程，因而受到土壤水分 和通气状况的影响。降雨、灌溉后一定时间后反硝化作用会达到最高峰， 这取决于土壤的类型；
NH3氧化至NO2-，后者把NO2-氧化为NO3-， 这两种微生物共称硝化细菌
硝化作用的影响因子
（1）硝化微生物是好气性微生物，其活性又受土壤中氧分压的强 烈影响，后者又受到土壤水分含量的控制。一般在田间最大持水 量的50%~60%时，土壤中硝化作用最为旺盛
（2）土壤酸度是影响硝化作用的重要因素之一。一般来说，在酸 性环境中自养硝化细菌很少或不存在，通常在pH6.6~8.0或更高范 围内生长，具体到各个属最适pH范围不同
氮肥在农业生产中的重要性
广义上讲，氮肥可分为天然有机氮肥和化学氮肥，天然 有机氮肥主要来自植物和动物，化肥则主要由人工合成。
我国农业土壤氮素化学肥料是主要来源，为生物固氮的5 倍左右。1948-1998年的50年内农业化肥氮用量总额为 3.8亿吨（N），1998年用量达2470万吨，占同期世界农 业氮用量（8330万吨）的29.7%。
氮
循
环
氮素是土壤中活跃的营养元素，作物需求量大。和植 物需求相比，全世界大部分土壤缺氮，因而氮肥的应 用有力地促进了农业生产的发展，开创了农业历史的 新纪元。
土壤中的氮也可以通过一系列的化学反应和物理过程 以各种形态进入大气和水体，对局部乃至全球环境产 生种种负面影响。围绕施用氮肥产生的效益与弊端的 讨论一直是土壤、肥料、地球物质循环、农产品品质、
土壤全氮含量是土壤中各种形态氦素含量之和、 包括有机态氮和无机态氮．在一定程度上可以 代表土壤的供氮水平。土壤全氮含量相对比较 稳定，但亦处于动态的变化之中。
中国土壤全氮含量变化很大，据对全国2千多 个耕地土壤的统计．其变幅为0.4~3.8g/kg N, 平 均值为1.3g/kg ，自然植被下未受侵蚀的土壤全 氮含量通常高于农田。
施用氮肥的水体污染
施用化肥对水体环境的影响是多方面的，如水体富营养化、NO3和NO2-污染等。一般来说，在封闭性湖泊和水库水中，氮（N）浓 度超过0.2 mg/L，磷（P）浓度达到0.015mg/L时就可能引起“藻 化”现象发生。从土壤学角度看，这两个浓度是很容易达到的。
目前氮和磷是我国湖泊富营养化的主要诱因，五大淡水湖泊（太 湖、洪泽湖、鄱阳湖、洞庭湖和巢湖）水体中的营养盐均大大超 过氮磷富营养化发生浓度，尤其总氮浓度高达10倍以上。我国几 乎所有的江湖河海和局部的地下水都不同程度的遭到了氮和其化 合物的污染
3、来自城市氮循环系统
城市居民的生活污水与垃圾粪便、工业排 放的三废是城市地下水硝态氮的主要污染源。
中国农业生产中的氮素平衡
氮在土壤中的行为
硝化作用 反硝化作用 氮的吸附 氮的矿化
硝化作用
硝化作用：NH4+或NH3经NO2-氧化为（或初级硝化细菌）和NO2氧化细菌（或次级硝化细菌），前者把
我国自然植被下士壤表层的全氮含量：
自东向西．随着降水量的逐渐诚少和蒸发量的逐渐增 大．植被渐变稀疏，生物积累量逐减减少，生物分解 作用相对较强土壤全氮含量依黑土－黑钙土－棕钙土 －灰钙土－漠土的顺序而逐渐减少。
由北向南，随温度的增蒿．分解速率的增大远胜于植 物生物量的增多，土壤全氮含量依暗棕壤（和白浆土） －棕壤，褐土－黄棕壤的顺序而降低而由黄棕壤再向 南至红壤，砖红壤，可能由于植物生物量的增大更甚 于分解速率的增高，含量又逐渐升高。
有机态氮的组成复杂，目前已分离鉴定出的含氮化合
物单体有：氨基酸、氨基糖、嘌呤、嘧啶、以及微量 存在的叶绿素及其衍生物、磷酯、各种胺、维生素等 很多种。
在土壤中它们与其它土壤有机质或与粘土矿物相结合， 或与多价阳离子形成复合体，还有一小部分存在于生 物体中、绝大部分有机态氨存在于土壤固相中，只有 很少量存在于土壤液相中。
第三章：土壤中C、N、S、P、F、Se、 I 与土壤环境质量
土壤氮素与环境
主要内容
• 生态系统的氮素循环 • 土壤氮素组成 • 进入土壤氮素的来源 • 氮素在土壤中的行为 • 氮肥对环境的影响 • 蔬菜累积硝酸盐的生理基础 • 农业非点源N污染评价指标体系及N流失危险
性指数
生
态
系
统
各级肉食动物
中
土壤的湿度和通气条件对矿化有一定影响，水分过多影响通气或由于 水分不足而过于干燥均影响氨化细菌的活动。一般在土壤含水量为最 大持水量的60%左右时最适于有机氮的矿化，湿度过高或过低均有抑制
作用。Stanfor et al（1974）认为水分对氮矿化影响极大，土壤氮矿
化率随水分含量的变化而变化。
有目的的调整这些条件有利于氮的矿化。
1994-1998年，氮年损失2300万吨，其中化肥 氮为1900万吨，为同期化肥氮的84%。
氮损失量增加与氮肥利用率有很大关系，氮肥 利用率低可能是氮肥损失的原因，也可能是氮 肥损失的结果。20世纪60年代氮肥利用率为 0.6，70至80年代为0.5~0.4，90年代则进一步 下降为0.35~0.32
黄壤地区海拔较高，由于较低的温度和较高的降水量 而使有机质的分解速率较低，因而全氮含量较红壤、 砖红壤为高．高山地带．由千全年大部分时间处于冰 冻条件下．虽然植物生物量很低，但分解速率更 低．因此，在长期的成土过程中土壤也积累了较多的 氮素。
中国不同地区耕层土壤的全氮含量
进入土壤的氮源
1、来自农田生态氮循环系统 研究表明：对于广大农牧区地下水的硝
•
氮的矿化
氮矿化指有机态氮转化为矿质氮（NH4+、NO2-、 NO3-）的过程，是和氮的固定截然相反的过程， 是氮素形态转化的最基本环节。
土壤有机态氮的矿化对土壤圈氮循环具有重要 意义。有机氮的矿化条件包括内因和外因两方 面，内因是有机氮化合物的分子结构及其与矿 物质结合的状态，外因是影响微生物活动的环 境条件。
2、来自大气的干湿沉降
干湿沉降作用到达地表的NO2有0.4亿1.16亿吨，铵态氮为1.1亿~2.4亿吨，但各地 区的干湿沉降的差异很大。干湿沉降的氮一部 分直接进入河、湖等集水区，一部分参与土壤 氮循环，还有一部分汇入城市径流。
（2）虽然反硝化作用可以在较宽的温度范围内进行，但温度过高或过低 都不利于反硝化的进行；
（3）反硝化微生物需要有机物质作为电子供体和细胞能源，因此土壤中 的生物有效性直接影响反硝化速率；
（4）研究发现，免耕能促进反硝化作用，主要是与免耕时作物残茬的覆 盖有利于土壤保持较多的水分和提供能源物质有关；
（5）由于植物根系分泌物和脱落物进入土壤增加了碳源，以及植物根系 的活动使根系周围土壤的通气状况和水分条件以及pH与根外土壤不同， 因此植物根系能提高反硝化作用；
（6）氮肥施用量高时反硝化量明显高。
氮的吸附
土壤中各种形态的氮化合物，如氨态氮、硝态氮、有机态氮等均 能和土壤无机固相部分相互作用，被吸附或固定，在这三种形态 中，研究得比较多的是氨态氮和有机氮与土壤固相的作用。至于 硝态氮和亚硝态氮则一般被认为是带负电荷，吸附量甚微，或甚 至有负吸附现象。土壤固体部分对氨态氮的吸附可分为物理吸附、 化学吸附和物理化学吸附等几种类型。
环境科学等多个研究领域密切关注的问题。
土壤氮素由有机态氮和无机态氮组 成。前者为与碳结合的含氮物质．后者 为未与碳结合的含氮物质
在表层土中，有机态氮占土壤全氮的 90％左右，随看土层深度的加深．这一 比率迅速降低。
土壤无机态氮
土壤无机态氮包括铵态氮、硝态氮、亚硝态氮、氮氧化物、氮气 等。铵态氮可分为土壤溶液中的铵，交换性铵和粘土矿物固定态 铵．固定态铵存在于2：l粘土矿物晶层间．其含量主要决定于土 壤的粘土矿物类型和土壤质地。对具有固定铵能力的土壤来说， 它是土壤中无机态氮的主体。硝态氮和亚硝态氮一般存在于土壤 溶液中，在一般土壤中亚硝态氮含量极低。
由淋失和径流引起的水体NO3-和NO2-含量过高是施用氮肥对环境污 染的又一体现。饮水中硝酸盐和亚硝酸盐进入人体后与仲胺、酰 胺或类似的化合物反应，形成致癌和致突变化合物。目前，我国 的地下水硝酸盐污染非常严重，农田硝酸盐淋失被认为是主要原 因。
水稻土中由于淹水造成的还原条件，速效态氮的主体是铵态氮， 硝态氮含量极低。旱地土壤则以硝态氮为主，铵态氮含量较 低．在施肥的条件下．施肥后的一段时问内，速效态氮的含量升 高，以后急剧降低，旱地施尿素或铵态氮后．短时间内铵态氮的 含量可能较高．随着硝化作用的进行，一段时间后以硝态氮为主。
有机态氮
土壤有机态氮的形态分布与氮素的生物分解性之间并 无直接的联系，大部分有机态氮难于分解．只有少量 存在于土壤中活的或死的生物体中的有机态氮比较易 于分解，从而被植物吸收利用。在作物生长过程中通 过有机态氮矿化作用释放出来的氮是作物重要的氮索 来源。土壤有机态氮在作物氮索营养中起着重要的作 用。
土壤全氮含量
（3）施肥量对硝化作用有显著的影响，如硫酸铵用量在300mg N/g以下时，硝化速率随施用量的增加而增大，超过该施用量时硝 化速率迅速降低。至于肥料种类也影响，加入C/N低的有机物能 促进硝化作用；
（4）耕作对硝化作用有何影响，结论还不一致，有的发现免耕抑 制硝化作用，有的发现免耕反而使硝化作用比常规耕作更强，这 方面还需做进一步的探索；
施用氮肥对土壤健康质量的影响
对于氮肥来说，最易引起土壤变化的性质就是pH。连 续施用氮肥会导致土壤pH降低，在酸性土壤上问题尤 为明显。
酸性土壤交换性钙含量低，每加入100kg硫酸铵就需要 110kg的碳酸钙去中和由于氮肥所产生的酸度。如果不 施加石灰校正土壤酸度，锰和铝的过量释放将会产生 对植物的毒害作用
目前，我国许多地区每季作物氮素用量在150-225kg/hm2， 在某些地区的菜田，化学氮肥年施用量在500-1300 kg/hm2（N），远高于平均水平。
施用氮肥对环境质量的影响
据估计，我国农业中的氮损失正以惊人的速度 增加，如1969-1973年农业中的氮（化肥和有 机肥）年损失500万吨，其中化肥为200万吨， 是同期化肥氮用量的69%；
矿化作用主要由微生物进行，也称氨化微生物，所以，能影响氨化微 生物活动的环境条件均可影响氮素的矿化作用，主要有温度、湿度和 酸度。氨化作用的最适温度是20-35度，高于或低于这一温度，矿化作 用就会减弱。
矿化作用对pH的要求不是很严格，一般的土壤中均可以进行，但以中 性条件下最旺盛，过酸过碱均可对氨化作用有所抑制，尤以酸性条件 影响较大。
土壤固体部分对氨态氮的吸附包括氨分子（NH3）和铵离子（NH4+） 吸附，可通过分子引力或氢键进行。物理吸附量的大小和固体部 分的比表面积、黏土矿物组成、胶体的组成和表面性质等有关。
氨态氮或铵态氮与土壤固相部分的化学或物理化学吸附可通过多 种途径，如氨分子和粘粒矿物或有机物上的氢离子结合形成铵离 子、代换吸附、铵的固定、蛋白质的吸附固定等。
土壤对NH4+的吸附受pH的影响，一般随pH的增高，吸附 NH4+强度也增加，这是由于pH不但影响胶体所带的负电 荷数量，还影响胶体上所吸附的阳离子种类。
土壤对铵离子的吸附作用在氮素运移与转化过程中具 有重要意义。一方面，由于土壤对铵离子的吸附，使 得大部分的可交换性铵得以保存在土壤中，另一方面， 从氮素对地下水的污染看，由于土壤对铵离子具有保 持作用，阻滞了铵离子向深层土壤的淋失，减轻了氮 素对地下水的污染。但是，当土壤对铵离子的吸附量 达到最大值时，在入渗水流作用下铵离子还是可以进 入地下水，加重地下水氮污染。
（5）通常植物根系对硝化作用有抑制作用，这是由于根系分泌的 酚类物质和有机酸所致。
此外，土壤质地、温度、氧化还原电位、等也都会影响硝化作用。
反硝化作用
反硝化作用是指把硝酸盐等较复杂的含氮 化合物转化为N2、NO、N2O的过程
反硝化作用的影响因素
（1）反硝化作用是在嫌气条件下进行的微生物过程，因而受到土壤水分 和通气状况的影响。降雨、灌溉后一定时间后反硝化作用会达到最高峰， 这取决于土壤的类型；
NH3氧化至NO2-，后者把NO2-氧化为NO3-， 这两种微生物共称硝化细菌
硝化作用的影响因子
（1）硝化微生物是好气性微生物，其活性又受土壤中氧分压的强 烈影响，后者又受到土壤水分含量的控制。一般在田间最大持水 量的50%~60%时，土壤中硝化作用最为旺盛
（2）土壤酸度是影响硝化作用的重要因素之一。一般来说，在酸 性环境中自养硝化细菌很少或不存在，通常在pH6.6~8.0或更高范 围内生长，具体到各个属最适pH范围不同
氮肥在农业生产中的重要性
广义上讲，氮肥可分为天然有机氮肥和化学氮肥，天然 有机氮肥主要来自植物和动物，化肥则主要由人工合成。
我国农业土壤氮素化学肥料是主要来源，为生物固氮的5 倍左右。1948-1998年的50年内农业化肥氮用量总额为 3.8亿吨（N），1998年用量达2470万吨，占同期世界农 业氮用量（8330万吨）的29.7%。
氮
循
环
氮素是土壤中活跃的营养元素，作物需求量大。和植 物需求相比，全世界大部分土壤缺氮，因而氮肥的应 用有力地促进了农业生产的发展，开创了农业历史的 新纪元。
土壤中的氮也可以通过一系列的化学反应和物理过程 以各种形态进入大气和水体，对局部乃至全球环境产 生种种负面影响。围绕施用氮肥产生的效益与弊端的 讨论一直是土壤、肥料、地球物质循环、农产品品质、
土壤全氮含量是土壤中各种形态氦素含量之和、 包括有机态氮和无机态氮．在一定程度上可以 代表土壤的供氮水平。土壤全氮含量相对比较 稳定，但亦处于动态的变化之中。
中国土壤全氮含量变化很大，据对全国2千多 个耕地土壤的统计．其变幅为0.4~3.8g/kg N, 平 均值为1.3g/kg ，自然植被下未受侵蚀的土壤全 氮含量通常高于农田。
施用氮肥的水体污染
施用化肥对水体环境的影响是多方面的，如水体富营养化、NO3和NO2-污染等。一般来说，在封闭性湖泊和水库水中，氮（N）浓 度超过0.2 mg/L，磷（P）浓度达到0.015mg/L时就可能引起“藻 化”现象发生。从土壤学角度看，这两个浓度是很容易达到的。
目前氮和磷是我国湖泊富营养化的主要诱因，五大淡水湖泊（太 湖、洪泽湖、鄱阳湖、洞庭湖和巢湖）水体中的营养盐均大大超 过氮磷富营养化发生浓度，尤其总氮浓度高达10倍以上。我国几 乎所有的江湖河海和局部的地下水都不同程度的遭到了氮和其化 合物的污染
3、来自城市氮循环系统
城市居民的生活污水与垃圾粪便、工业排 放的三废是城市地下水硝态氮的主要污染源。
中国农业生产中的氮素平衡
氮在土壤中的行为
硝化作用 反硝化作用 氮的吸附 氮的矿化
硝化作用
硝化作用：NH4+或NH3经NO2-氧化为（或初级硝化细菌）和NO2氧化细菌（或次级硝化细菌），前者把
我国自然植被下士壤表层的全氮含量：
自东向西．随着降水量的逐渐诚少和蒸发量的逐渐增 大．植被渐变稀疏，生物积累量逐减减少，生物分解 作用相对较强土壤全氮含量依黑土－黑钙土－棕钙土 －灰钙土－漠土的顺序而逐渐减少。
由北向南，随温度的增蒿．分解速率的增大远胜于植 物生物量的增多，土壤全氮含量依暗棕壤（和白浆土） －棕壤，褐土－黄棕壤的顺序而降低而由黄棕壤再向 南至红壤，砖红壤，可能由于植物生物量的增大更甚 于分解速率的增高，含量又逐渐升高。
有机态氮的组成复杂，目前已分离鉴定出的含氮化合
物单体有：氨基酸、氨基糖、嘌呤、嘧啶、以及微量 存在的叶绿素及其衍生物、磷酯、各种胺、维生素等 很多种。
在土壤中它们与其它土壤有机质或与粘土矿物相结合， 或与多价阳离子形成复合体，还有一小部分存在于生 物体中、绝大部分有机态氨存在于土壤固相中，只有 很少量存在于土壤液相中。
第三章：土壤中C、N、S、P、F、Se、 I 与土壤环境质量
土壤氮素与环境
主要内容
• 生态系统的氮素循环 • 土壤氮素组成 • 进入土壤氮素的来源 • 氮素在土壤中的行为 • 氮肥对环境的影响 • 蔬菜累积硝酸盐的生理基础 • 农业非点源N污染评价指标体系及N流失危险
性指数
生
态
系
统
各级肉食动物
中
土壤的湿度和通气条件对矿化有一定影响，水分过多影响通气或由于 水分不足而过于干燥均影响氨化细菌的活动。一般在土壤含水量为最 大持水量的60%左右时最适于有机氮的矿化，湿度过高或过低均有抑制
作用。Stanfor et al（1974）认为水分对氮矿化影响极大，土壤氮矿
化率随水分含量的变化而变化。
有目的的调整这些条件有利于氮的矿化。
1994-1998年，氮年损失2300万吨，其中化肥 氮为1900万吨，为同期化肥氮的84%。
氮损失量增加与氮肥利用率有很大关系，氮肥 利用率低可能是氮肥损失的原因，也可能是氮 肥损失的结果。20世纪60年代氮肥利用率为 0.6，70至80年代为0.5~0.4，90年代则进一步 下降为0.35~0.32
黄壤地区海拔较高，由于较低的温度和较高的降水量 而使有机质的分解速率较低，因而全氮含量较红壤、 砖红壤为高．高山地带．由千全年大部分时间处于冰 冻条件下．虽然植物生物量很低，但分解速率更 低．因此，在长期的成土过程中土壤也积累了较多的 氮素。
中国不同地区耕层土壤的全氮含量
进入土壤的氮源
1、来自农田生态氮循环系统 研究表明：对于广大农牧区地下水的硝
•
氮的矿化
氮矿化指有机态氮转化为矿质氮（NH4+、NO2-、 NO3-）的过程，是和氮的固定截然相反的过程， 是氮素形态转化的最基本环节。
土壤有机态氮的矿化对土壤圈氮循环具有重要 意义。有机氮的矿化条件包括内因和外因两方 面，内因是有机氮化合物的分子结构及其与矿 物质结合的状态，外因是影响微生物活动的环 境条件。