土壤氮素循环

[1] 王晓蓉. 环境化学. 南京大学出版社, 2005.

氮的基态电子构型为1s22s22p3，有5个价电子，氧化态从－3到＋5。氮在地壳中的百分含量为0.0046%, 大部分以氮分子的形式存在于大气中。已知氮有7种同位素，质量数12－18。天然存在的稳定同位素有14N和15N，丰度比为273:1。其它五种均为放射性同位素，寿命最长的13N半衰期近10min。

土壤氮素含量与分布

自然土壤中氮素的含量分布有明显的地带性，与自然条件特别是气候条件相关。耕地土壤的氮素含量受人为因素的强烈影响。

土壤中氮的含量范围为：0.02-0.5%, 表层土壤和心、底土的含量相差很大。一般耕地土壤有机质和氮素含量自亚表层以下锐减。

土壤氮含量在剖面中分布状况各异，主要与有机质的分布有关。影响进入土壤的有机质的数量和有机质分解的因素，包括水热条件、土壤质地等，都对土壤有机质和氮素含量产生显著影响。例在太湖平原，黏壤质中性潴育性水稻土的有机质和氮素含量分别为25.8g/kg和1.59g/kg，而质地较轻粗的石灰性的潴育性水稻土仅分别为19.2g/kg和1.16g/kg。

氮素，作为植物矿物质营养之首：作物中积累的氮素约有50％系来自土壤，个别土壤上该值超过70％。

分子氮

分子氮不活泼，室温下仅能与Li反应，生成Li3N。提高温度，加催化剂后，分子氮的典型反应如下：

N2 + 3H2→2NH3

N2 + O2→2NO

N2 + 3Mg →Mg3N2

N2 + CaC2→C + CaCN2

土壤中存在的氮的形态：

无机态氮

土壤中的无机态氮占的比例虽小，却是植物氮营养的直接形态，意义特别重要。

目前我国氮肥施用也以无机态氮为主。

无机态氮包括固定态铵、交换性铵（包括土壤溶液中铵）硝态氮、亚硝态氮、氮氧化物和

氮气，在土壤中占全氮的比例变幅较大，一般在2－8％。

铵能以同晶置换作用（类质同象）取代钾离子占据矿物晶格，形成固定态氮。影响铵固定的因子有粘土矿类型、铵的浓度、共存阳离子、土壤的质地、pH、有机质等。土壤利用方式也会导致固定态铵量的明显变化。水稻土的固定态铵较其毗邻的同一母质上发育的旱地土壤为低。固定态铵在剖面中的分布较为均匀。

土壤交换性氮包括铵态氮和硝态氮最易被植物吸收，其含量受土壤的矿化、生物固持、铵的固定和释放、硝化、反硝化、植物吸收、氨挥发、淋溶等各种作用影响。

耕地土壤交换性氮的变化主要受植物吸收和地温变化影响（施肥除外）。

土壤溶液中的氮以硝态氮为主，亚硝态氮一般很少甚至难以检出。

土壤中含氮气体总量虽少，但其与氮的利用和温室气体排放相关，为研究者广泛注意。氨挥发是氮肥损失的主要途径之一，氧化亚氮是重要的温室气体。

有机态氮

土壤中的氮绝大部分以有机态存在，一般占92－98％。土壤中含氮有机物主要来自植物残体、根分泌物以及微生物躯体。土壤氮的组成复杂，总体上与一般生物体中的含氮化合物类似，有蛋白质（氨基酸）、核酸、氨基糖、生物碱、磷脂、胺、维生素、抗生素、叶绿素及腐殖质等。腐殖质是土壤中特殊的含氮有机物，占土壤有机物总量的85％以上，其含氮量在3－5％。

土壤中的有机氮可按其溶解度大小及水解难易分为三类。（王晓蓉，2005）

1 水溶性有机氮主要是一些比较简单的游离氨基酸、胺盐及酰胺类化合物，一般不超过全氮量的5%，这类有机氮化合物不能直接被植物吸收，但很容易水解放出NH4+，从而成为植物的速效性氮源。

2 水解性有机态氮凡是用酸、碱或酶处理时，能水解成为简单的易溶性化合物或直接生成铵化合物的有机态氮属此类。水溶性有机态氮也包括在本类，其总量约占总氮量的50-70%。若按化学组分分类，蛋白质及多肽类则是土壤氮素的最主要形态，一般占全氮的1/3至1/2。水解后主要生成多种氨基酸及数量不等的游离铵基。

应该指出，土壤中有机态氮的组分和化学形态还有待于进一步认识，目前有关土壤有机态氮的知识主要从酸解研究中获得，大约有60－65％的酸解性未知态氮的化学本性有待研究，绝大部分非酸解性未知态氮的本性尚未认识。

二、土壤中氮素的转化

土壤中的氮在各种驱动力下不断转化。被研究较多的有：有机态氮的矿化（氨化作用）、矿质氮的生物固定、硝化、反硝化、铵的固定、吸持、释放、氨挥发、生物固氮等。

1. 矿化作用与生物固持

矿化过程中最先产生的无机氮以氨态氮为主。从复杂的有机物转化为无机氮，需经过复杂的生物、生化和化学过程，反应之初主要由微生物参与。

能进行氨化作用的细菌统称为氨化细菌。影响氨化细菌活性的外界条件都对氨化作用产生影响，如温度、湿度、pH、氧分压等。

此外，矿化量和过程受土壤有机质的类型、结构、结合方式和施肥机植物生长等的影响。

有机氮的矿化和矿质氮的生物固持是两个方向相反的过程。

当易分解的能源物质过量存在时，生物固持作用可大于矿化作用，表现为土壤生物量的增加。

这里所涉及的生物固定与生物固氮不同，生物固氮专指自然界中的固氮微生物，将空气中的氮分子转变为氨的生物学过程。

2. 硝化作用

从氨态氮转化为硝态氮的氧化过程总称为硝化作用。一般认为土壤中的硝化作用主要是由微生物进行的，非生物的硝化过程即使存在，其份额将很小。

硝化作用一般由好气自养细菌完成，其硝化过程分为两个阶段。第一阶段由亚硝化细菌把氨态氮氧化为亚硝态氮，需经一系列的中间过程，其细节尚未明晰。第二阶段由硝化细菌把亚硝酸盐氧化为硝酸盐，可能是简单的脱氢过程。在通气不足的条件下，第二阶段反应受抑制，可能产生亚硝酸盐的积累，或由亚硝态氮还原为氮气。

自然界中有一些异养微生物，也进行硝化作用。

异养微生物不需从铵的氧化过程中获得能量，其氧化产物具多样性。

异养菌的氧化能力虽远小于自养菌？，但在土壤中数量多，其作用不可忽视。土壤中异养菌和自养菌的连续硝化作用值得注意。

3. 反硝化作用

反硝化作用主要也通过微生物进行，将硝态氮分步还原。

反硝化是土壤微生物利用硝酸根作为电子受体的获得能量的自然过程，在厌氧条件下易于进行。

化学反硝化作用研究较少，也远不如生物反硝化重要。

研究认为反硝化作用是单电子传递的硝态氮逐步还原过程，氧化亚氮或氮气为产物。

反硝化细菌是参与反硝化作用的微生物群的总称，而不是细菌分类学上的名词。

反硝化所涉及的微生物种类多，数量大，分布广，反硝化的产物和数量也决定于所发生土壤中细菌种群结构、相应的酶活性和环境条件。

反硝化细菌大多为异养型。

土壤中进行反硝化作用的条件中，以通气性最为关键。如果硝化作用的临界含水量为60％，则反硝化作用在高与这水平的土壤中产生，并随含水量增加而增加。

虽然硝化作用和反硝化作用不是可逆过程，但影响两者发生的条件恰是相反，有利于硝化作用的，则不利于反硝化作用。而且，反硝化作用起于硝态氮，因此，从降低硝化和反硝化作用的负面效应，应多考虑抑制硝化过程。

4. 生物固氮

在地壳表面，广泛分布着具固氮作用的微生物和由微生物与植物所组成的各种类型的固氮体系，形成庞大的生物固氮网。

就全球而言，农产品收获从土壤带走的氮，主要由生物固氮来平衡。

影响生物固氮的生物和环境因子较多，深入研究这些因子，发展各种调控受到，对农业生产意义重大。

与农业相关生物固氮体系

豆科植物与根瘤菌的共生固氮。已知有1200多种豆科植物能结瘤，这一体系的固氮量占整个生物固氮量的50％，占农业生态固氮量的70％。多年生牧草年固氮量为130－300kg/ha，一年生豆科作物为50－90kg/ha。

藻厥共生固氮。红萍是一种小的水生厥类植物与鱼腥藻组成的藻厥共生固氮体系，我国利用红萍的历史悠久。稻田养萍，增产明显。红萍的固氮量种间差异很大，高的每天达10kg/ha。红萍在固氮的同时还将部分固定的氮排出体外，供植物吸收。

与农业相关生物固氮体系

自生固氮菌。土壤中以被确定有固氮作用的细菌有19个属，其中圆褐固氮菌最为常见，几乎在我国各地的土壤中均能找到。自生固氮菌对增加土壤氮素中的贡献尚有待确定。

蓝藻。在已知的20个科140个属2000多种蓝藻中，有24个属120多个种有固氮作用。固氮蓝藻是一种光自养生物，在固氮的同时也进行放氧的光合作用。初步估计蓝藻在一季稻作期间固氮23－38kg/ha。

联合固氮体系。固氮细菌集居于植物的根际、根表，部分细菌则进入根表的细胞中，两者虽然没有形成象根瘤的共生结构，但存在专一性的联合共生关系。该体系中植物与固氮细菌的关系和其对非豆科植物氮素营养的贡献有待深入研究。