1、第一讲 我国土壤-植物营养研究的进展、现状及展望第一节 国内外植物营养的研究现状及发展动态我国土壤植物营养的研究已有几十年的历史。在这几十年中，广大土壤植物营养工作者通过辛勤劳动研究了我国不同农业生态系统中氮、磷、钾三要素和中、微量营养元素以及一些有益元素的数量、形态和转化规律，探讨了影响其有效性的因子，提出了有效施用这些营养元素的土壤农化指标和农业技术措施，确定了定量施肥的一些措施和方法。与此同时，我国土壤植物营养工作者探讨了根际微域的营养特点。近几年来，发掘植物潜力，利用植物营养遗传基因型的差异，提高作物对土壤和肥料养分利用的研究工作蓬勃开展。研究工作有所长也有所短，有进步也有不足。本文总
2、结了这一方面的进展，指出了研究中的不足和问题所在，提出了今后研究的几个重点内容。自 1840 年 Liebig 的矿质营养元素学说提出以后，研究土壤、植物和肥料中的植物营养元素的形态、转化、动向和归宿以及其在植物体内的功能、代谢和调控，引起了人们极大重视。研究工作如雨后春笋，蓬勃发展，一门新的学科也应运而生：1921 年，苏联的普良尼式尼科夫提出了农业化学这一学科，并明确界定它的内容是研究土壤、植物、肥料三者之间的关系。但是，这一界定的农业化学并未被其他国家接受，不同国家对这一术语有不同理解。解放前，我国的农业化学内容主要包括发酵和酿造，现在日本的“农艺化学”也包括着这两方面的内容。即使在前苏
3、联，农业化学的内涵也未完全统一，出版的不少专著中包含着农药在内。在欧美国家，研究土壤、植物、肥料三者关系的内容一直包括在土壤科学之中。直到近二三十年来，才有植物营养的专著问世。解放后我国一直采用普良尼式尼科夫定义，普遍应用农业化学这一术语；直到近几十年，才广泛地应用植物营养这一名词，不管叫农业化学，也不管叫土壤植物营养，在我国的概念基本是相同的。本节拟对我国土壤植物营养科学的研究进展作一回顾，并对未来发展作一分析。1 我国土壤植物营养的研究进展1l 植物营养元素在土壤植物营养中，氮、磷、钾三要素是植物必需而又是限制植物生长的重要养分因子，一直受到研究者的重视。在这三要素中，氮素是植物需要多、土
4、壤供应少，供求之间存在着尖锐矛盾的元素。和植物的需要相比，世界大部分土壤缺氮。因而氮肥的生产和应用开创了农业历史的新纪元，有力地促进了农业生产发展。联合国粮食组织估计，发展中国家粮食的增产作用有 55以上来自化肥，在化肥中氮肥又起着举足轻重的作用。我国也是这样，目前年施氮量已达 1347 万吨，农业生产的发展和氮肥有不解之缘。氮肥大量使用促进了作物产量大幅度提高，也带来了许多弊端：经济效益下降，利用率降低，环境污染，生态条件恶化。据统计，我国目前氮肥当季利用率为 3040，远低于 20 年前，且呈不断下降趋势：上世纪 80 年代初与 50 年代末相比，每 kg 氮增产稻谷由1520 kg 减至
5、 91 kg，小麦由 l015 kg 减为 10 kg，玉米由 2040 kg 减为 134 kg，1982 年至 1992 年 10 年间，我国粮食产量增加了 27，单产增加了 317，同期化肥用量却增加了 936。氮肥利用率不高所导致的环境污染越来越引起人们关注3 。氮素既是植物的营养元素，也是污染元素。在通气良好的旱地土壤中，施入的铵态或酰胺态氮，均会经硝化作用很快地转变为硝态。硝态氮被作物吸收，进人植物体后大部分被硝酸还原酶作用，还原成铵态氮，参与植物一系列代谢过程。但如果施氮多，土壤供氮量高，就会有一部分氮素以硝态氮的形态存在王植物体内：后一情况在蔬菜更为严重。形成的硝态氮也会随径流
6、或下渗，污染湖泊和地下水源。据估计，流人河、湖中的氮素约有 60来自化肥。水体氮素污染加剧了地面水的富营养化过程。湖泊海洋的富营养化引起藻类大量生长，使水中的氧气耗竭而造成水生生物死亡或绝迹，虽主要由磷素所引起，氮素也肩负着重要责任。硝态氮对地下水的污染更为严重，不少地区地下水硝态氮含量已超过饮水标准。20 世纪 70 年代，化肥 N 增长 649，同期地下水中硝态氮含量增加了约 23。存在于植物或地下水中的硝态氮严重地危害摄食、饮用它的人体健康。进入人体的硝态氮能在体内还原成亚硝态氮 NO-2） 后迅速进人血液，将血红蛋白中的铁氧化为高铁，便其形成无法运载氧气的高铁血红蛋白，从而影响氧气运载
7、，产生所谓高铁血红蛋白症，婴儿尤多。国外发生的蓝色婴儿（Blue baby） ，就是这种病的典型表现。亚硝态氮还可与各种胺类反应，生成致癌的 N亚硝酸胺和次生胺两类物质。氮素硝化与反硝化过程中产生的氧化亚氮是重要的温室效应气体，不但幅射效应高，一个分子的幅射效应相当于 150 个 CO2 分子的效果，而且也是臭氧的消耗者。臭氧层中臭氧减少，会增加紫外线透过的数量，增加皮癌发病机率，严重危害人类和动物的生长与健康。在过量施用氮肥的地区，农作物抗病虫能力下降，导致化学农药大量施用，既增加了农业成本，也使环境质量下降 7 。这种恶性循环已经并将继续危害人类的生存和健康，若不改善，势必动摇整个农业的基
8、础，威胁着人类的生存。由于以上原因，农学家和环境学家都对氮素的行为给予了高度重视。探明氮素在土壤中的去向，减少损失，提高氮肥的增产效果受到了国内、外科学家共同关注，成了一个非常活跃的研究领域。我国的氮素研究始于 20 世纪 30 年代。近几十年来，随着生产发展和科技进步，氮素的研究工作得到了较快发展。研究工作集中在我国土壤氮素的基本情况（含量和形态） ，土壤氮素的损失途径、土壤供氮指标和氮素管理。土壤氮素是作物吸取氮素的主要来源，即使施用大量氮肥的情况下，作物由土壤吸取的氮素仍可占 50，甚至 70以上 9 。土壤氮素包括有机氮和无机氮两部分。有机氮是土壤氮素的主要存在形式，是交换铵和 NO-
9、3 的源泉。大量测定表明，和世界各地的土壤一样，我国土壤中的氮素绝大部分以有机态存在，其分布和含量和有机质有密切关系；影响有机质数量和分解速率的因素（如水热条件、土壤质地等）都影响着氮素含量 l013 。由于降水量、生物量、分解速率、人为活动不同，自然和耕地表层土壤中的含氮量在水平和垂直分布上均有差异 912 。不同生态条件和不同土壤中的有机质含量不同，氮素含量亦不同；有机质随土壤剖面而降低，氮素含量亦遵循这一规律。有机氮的成分复杂，已分离鉴定出来的含氮化合物有氨基酸、氨基糖、嘌呤、嘧啶，以及微量存在的叶绿素及其衍生物，磷脂、各种胺类、维生素等。氨基酸是土壤氮素中数量最多的一类化合物，已鉴定出
10、的有 30多种，包括 一氨基酸，非 一氨基酸，N 一苯氧基氨基酸。少量氨基酸以游离态存在，可被植物直接吸收；多数以结合态存在 14-16 。经常测定的 17 种氨基酸中，游离态仅占结合态的 008133，主要为谷氨酸、甘氨酸、精氪酸、天冬氨酸、丙氨酸、赖氨酸。研究有机氮组份多采用 Bremner 提出的方法：把有机氮分为酸解氮及非酸解氮两部分，前者又分为铵态氮、氨基糖态氮、氨基酸氮、酸解性未知氮，后者仅是非酸解未知态氮。采用这一方法测定，有机氮各组分占全氮百分数及组成大致如下：非酸解氮为 525，可能包括 N 一苯氧基氨基酸，酸解未释放的固定铵，糖与氨基酸或铵在酸解时通过Maillard 反应
11、形成的产物；酸解性氮为 6595，其中，铵态氮占 1551，主要由水解过程中破环的氨基酸、释放的固定铵而来；氨基糖氮占 1.115，主要由氨基糖而来；氨基酸氮为 1945，主要为各种 一氨基酸；酸解未知氮占 626，主要为非 氨基酸、嘌呤、嘧啶，微量杂环氮化物 l7-19 。影响有机氮组成的因子甚多，以有机质和水分为主导。新形成的有机质中氨基酸态氮较高，非酸解氮和铵态氮则较低。由于有机质的分布差异，表土氨基糖氮和氨基酸氮较多，而铵态氮和非酸解性氮较少。水稻土或供水良好土壤，可能由于嫌气条件蛋白质较易保存，氨基酸较高；也可能由于抑制了真菌生长（细胞壁中几丁质较多，而氨基糖为其主要成分）和铵态氮向
12、下淋溶，氨基糖氮和铵态氮较旱地或自然植被下低。存在于土壤中有机氮不断地进行矿化，形成的矿质氮又不断进行生物固持，有机氮的矿化和生物固持是土壤中同时进行的两个方向相反过程。如前者大于后者，表现为有机氮的净矿化；反之，表现为净固持；如相等，则无净固持，也无净矿化。有机氮的矿化是土攘供应氮素的主要来源。作物由吸收的氮素有相当大的一部分（水稻为 5872，小麦为 5378，大麦为 4553）来自土壤。即使把非共生固氮所带入的氮素扣除，土壤本身的氮素仍然可观。有机氮的矿化是土壤有机氮含量和生物分解性、矿化的水热气条件和时间等的函数。矿化量可以反映土壤供氮能力的高低；矿化率可以反映有机氮分解难易和供氮强度
13、。作物吸收的氮素除耕层外，耕层以下仍有相当的贡献，稻田占 1650，平均 30；旱地供应量更高。底层供应的氮素主要是残存的矿质氮，045 cm 以上的土层可矿化氮数量可观，45 cm 以下则甚微 20-23 。土壤的氮素矿化过程一般用淹水密闭或通气培养法来测定。在前一情况下，一般用有效积温式拟合矿化曲线；在后一情况下，用一级反应动力学方程或双组分指数拟合矿化曲线 24、25 。采用淹水密闭法，有机氮矿化的最终产物是铵态氮，计算矿化率和矿化量时，要考虑铵的矿物固定；采用通气培养法，矿化的最终产物是硝态氮，对土壤固定铵的影响不大，可不考虑固定过程。应用化学方法测定可矿化氮时，也要考虑固定铵：用碱解
14、法，碱解后固定铵下降；用 KCI 煮沸法，固定铵上升。 在我国，淹水培养法与氢氧化钠碱解扩散法广泛用来测定土壤的矿化氮，通气培养法也在旱地土壤上进行了较多的研究。不少试验表明，采用培养法所得到的矿化量或以此计算出的矿化势与盆栽作物吸氮量有良好关系，但在大田试验中，大多不相关，或相关系数不高 20232629 。有的研究表明，这些方法的测定值与土壤耕层全氮或有机质均有密切关系，似乎是其效果不高的主要原因。我们的试验表明，不同土层的矿化氮量与全氮、有机质，特别是与底层的全氮和有机质虽有密切相关，但矿化量与有机氮之比却相差甚大，这表明可矿化氮数量主要受有机氮的组成而非其数量所制约。从此考虑，有机质或
15、全氮的测定并不能代替可矿化氮的测定，研究其矿化速率和数量仍有重要意义。影响可矿化氮预报土壤供氮能力准确性的主要原因，除了土壤中的水、热、气特征，作物生育期长短和非土壤来源的氮素之外，土壤中的起始矿质氮，特别在深层的矿质氮有重要意义。旱地的硝态氮，水田的铵态氮的累积量是主要因子。同时测定起始矿质氮和可矿化氮，并且确定可矿化氮在不同时期、不同条件下的矿化速率及数量，探讨可矿化的有机氮形态将是解决这一问题的途径。无机氮（矿质氮）包括固定铵、交换性铵（包括土壤溶液中的铵） 、NO -3、NO -2 和N2O。如不考虑固定态铵，无机氮仅占全氮 1左右。无机氮中 NO-2一 N 数量甚微（般在 03mgk
16、g 以下；通气条件下仅为 NO-3 一 N 的 0.120.34；渍水条件下仅为0.51.7） 。含氮气体（NH 3，NO，NO 2，N 2O）数量亦甚微，但由于 N2O 是温室效应气体，受到广泛重视。在无机氮中，固定态铵的数量相当可观。固定指铵离子嵌入 2：1 型粘土矿物层间硅氧片六角形的孔穴中，形成 NHO 键，补偿铝硅同晶置换所引起正电荷亏缺现象，固定铵需经 HF 处理后才能释放 30。早在 1938 年，李庆逵研究土壤对铵离子的吸附时就指出，土壤能固定铵，固定能力因土壤而不同 31。近几年来通过大量工作，对我国的土壤的固铵能力、固定态铵的含量分布、动态及生物有效性进行了一系列工作。结果
17、表明，影响土壤固定铵的主要因素是粘土矿物：高岭石、埃洛石等 11 型矿物不固定铵；21 型矿物才固定铵，能固定铵的粘土矿物也因种类不同而固定能力有异：蛭石最强，蒙脱石次之，依利石取决于风化程度和钾饱和度。粘土矿物的组成和数量导致了不同土壤固铵能力的差异。粘土矿物以水云母、蛭石为主的黄棕壤和红棕壤带内的长江冲积物和紫色砂页岩上发育的土壤，固铵能力较强而固定量较高；以高岭石为主的红壤带内花岗石、砂岩风化物上发育的土壤以及砖红壤带的土壤，固铵能力极小，固定量甚低。同样，同一土壤，21 型矿物愈多，固铵能力愈强。粘土矿物主要集中在粘粒（和细粉粒）中，因而粘粒愈多，其固定能力愈强。pH55 时，固铵能力
18、一般很低。铵的固定量随溶液中铵浓度增高而增多，而固定率则有所下降。钾离子竞争 NH4+的固定位，会抑制 NH4+的固定，但用量较低时会被作物利用而对铵固定量影响不大；有机质会阻碍 NH4+进人晶层间隔或阻碍晶层基距收缩，而使固定铵含量降低。由于粘土矿物类型不同以及由此所决定的土壤母质类型及风化程度不同，我国土壤的固铵量差异甚大，用 Silva-Bremmer 法测定，高者 677 mgkg，低者 11 mgkg，砖红壤风化程度高，粘土矿物以高岭石、赤铁矿为主，次为三水铝石，蛭石、云母甚少，固定铵仅 53 mgkg；红壤（144 mgkg）较砖红壤风化程度差，粘土矿物中水云母和蛭石较多，固铵量高
19、于砖红壤；黄棕壤的粘土矿物以水云母、蛭石为主，固铵量最高，达 238mgkg；棕壤风化程度低于黄棕壤，粘土矿物以水云母或蒙脱石、水云母为主，固铵量随之下降（172 mgkg） ；栗、黑、灰钙土中，粘粒风化程度更低，粘土矿物仍以水云母或蒙脱、水云母为主，但 K、Mg 、Ca 的饱和度较高，固铵量低于棕壤（褐土） （160 mgkg） 32-37。土带内固定铵变化仅是一个大致趋势。实际上，同一土带内因母质、风化程度、成土时间、利用方式和粘土矿物不同，固铵量仍有极大变化 38-43。固定铵在全氮中的贡献由固定铵数量及有机质含量而决定，变动由 1左右到 54。和有机质不同，固定铵很少随土壤深度而降低，
20、它或者很少变化，或者随剖面加深而增多。由于这一原因，土壤剖面中累积的固定铵数量很高。在固定态 NH4+含量高的土壤，如不考虑这一无机氮，则计算出的有机质 CN 比不能反映真实的情况。固定铵在 21 粘土矿物晶层间的位置不同，被层间电荷吸持的牢固程度各异。在一定条件下，作物只能吸收利用某一吸持牢固程度以下的固定铵，因而其有效性似乎有一个阈值 44-53。也许由于这一原因，原有的固定铵效果很低，仅在某些条件下才有较高效果；而新固定铵（施用含 NH4+肥料或用 NH4+处理所增加的固定铵）有效性很高，有效程度因新固定的数量、作物等条件而不同。铵的固定使一部分氮素不能立刻被作物利用，有不利影响，但由于
21、有效性远高于生物固持氮，在保肥（减低溶液中铵浓度、防止氨挥发） 、稳肥方面有重要意义。查明固定铵对于评价土壤氮素的真正矿化量、评价化学氮肥的残效、区别生物固持氮的效应方面也有着重要作用。铵离子和硝态氮均是植物可直接利用的氮源，它们的含量受土壤矿化、生物固持、铵的固定和释放、硝化作用、植物吸收、氨挥发、反硝化、淋失等各种作用而不断变动。土壤类型和有机质含量影响着它们的绝对数量，施肥、气温、降水和耕作影响着它们的消长。铵态氮主要通过扩散迁移，迁移速度小于作物吸收速率，距根表土壤常有亏缺。铵离子是土壤植物氮素营养的主要给源，氮素转化过程中重要产物或反应物，化肥供给的主要氮素形态。它在土壤中的化学行为
22、很早就引起了人们注意，但土壤对其吸持、固定规律，其在土壤中的行为及其与土壤性质的关系，多在本世纪 50 年代前完成，而对其吸附和固定的区分则是近二三十年的事。土壤有机质矿化所产生的或化肥中铵离子进入土壤溶液后，除被作物吸收、微生物利用外，有三条归宿途径：被土壤吸附和固定，形成 NH，挥发，硝化和化学反硝化。上述各种反应及其产物和数量，以及某些氮化物进人大气和水体中的数量都与土壤液相中铵离子浓度及活度密切相关：土壤液相中铵离子强度及土壤对铵离子的缓冲能力决定于土壤对铵离子的吸附和解吸特性；植物根系从土壤中吸取铵离子的数量、速率及持续时间亦受土壤对铵离子的吸附和解析特性的制约。总之，土壤对铵离子的
23、吸附和解吸的多少，直接或间接地影响根系对铵离子的吸取、土壤对铵离子的缓冲能力、土壤无机氮转化各个过程、无机氮的迁移以及有机氮的矿化。土壤溶液中的铵离子可被土壤吸附。吸附指土壤体系中固相和液相界面上离子浓度大于整体溶液中该离子浓度的现象，属库伦引力，可为中性盐所浸取。固定与吸附态铵在一定条件下可以转化，土壤干燥可使吸附态转化为固定态，渍水条件下固定态可因晶格膨胀而部分地转变为吸附态。李庆逵早期的研究工作表明，铵态氮的等温吸附可用 Lang-muir方程拟合，吸附量在 4.354.1 cmolkg 之间 31。后来的研究表明，我国几个主要土壤类型亦基本如此，吸附量（Y）与浓度（ C，molL）之间
24、的关系可用双组份 Langmuir 方程或 Freudlich 方程拟合 54,55。溶液中有两种或两种以上阳离子时，不同土壤会表现出对离子的选择性和偏好。以平衡时固、液相铵离子的摩尔比来反映亲和力大小（越大对铵离子的选择性越强） ，则 21 型粘土矿物含量高的土壤对 NH4+有较大选择性 55-57 ，原因在于NH4+在 2：1 型粘土矿物的层间空间，与氧离子层中邻近的氧形成一 OHNNH O一键之故。土壤对 NH4+吸附等温线为一曲线，各部分斜率（即吸附量对浓度的导数）和吸附铵在不同温度下的热解情况不同，表明从低饱和度到高饱和度吸附的牢固程度不一，有松紧之分 58-59 。紧吸附态具有较高
25、的稳定性，吸附规律服从阳离子交换反应，吸附量受体系的 pH、电解质浓度及液土比 影响小，可能是永久负电荷表面静电吸引所致 60 。处在紧吸附状态的铵可为其它阳离子所置换，是一般所谓的交换性铵。松吸附态稳定性低，吸附量受体系 pH、电解质浓度和液土比影响大，在 100下释放，释放速率服从单分子反应动力学方程 61 。影响吸附态铵的数量及形态分布受土壤颗粒大小、矿物组分、有机质含量多因子影响 60-62 。通常情况下吸附态铵仅有交换态（紧吸附态）存在，土壤吸附铵量达到某一数量时才出现松吸附态。交换性铵可从小于 1 mgkg 到高达 30 mgkg，占无机氮比例，除水稻土种稻期间可能略高外，通常在
26、10以下 63 。土壤固相、液相界面上阳离子交换反应可导致土壤中交换性铵的解吸，解吸难易在很大程度上取决于粘粒矿物特性与CEC。土壤对铵离子的吸附会避免溶液中铵浓度过高而具有缓冲作用，可用等温吸附的斜率作为缓冲容量指标 64-66。土壤对 NH4+缓冲容量决定因素是 CEC。有机质具有负电荷直接影响 CEC，也能与矿质部分复合而影响其对 CEC 的贡献，对缓冲容量贡献具有复杂性。铵离子在土壤中以扩散为主要迁移方式，从某一点向外呈球形扩散，扩散体积与距离立方成正比。在土壤持水量接近饱和，特别是水稻土植稻灌水期间，土壤液相中铵浓度较高，也可通过质流向下迁移 6771 。氨挥发是氮素损失的一条重要途
27、径，一直受到人们重视，发展了不少研究方法72 。我国的研究多集中在影响氨挥发的土壤和环境因子，不同生态条件下的挥发量，以及防止氨挥发的对策。研究结果表明，氨挥发随有机质含量增加而降低，pH 是影响氨挥发的一个重要因素，旱作土壤的氨挥发随 pH 上升而增加，水稻田主要受水面 pH 影响。土壤碳酸钙或其它缓冲物质，消耗氨挥发所产生的质子（H ） ，使 pH 维持较高水平，故氨挥发随碳酸钙含量增加而增加 76，78，79 ；但碳酸钙超过 10时，不再受其影响 73 。氨和铵的扩散速率均随温度上升而增高，脲酶活性也有同样趋势，故温度高，挥发大 73，75，8082 。在风速大致相同情况下，夏季氨挥发远
28、大于冬季；挥发随风速加大而增多；，土壤水分过少，挥发受到抑制；过高，液相中铵态氮浓度因稀释降低，挥发亦不大，故过低过高皆较少，适中时氨的挥发量最高 81。土壤含水量低，尿素不能水解时无氨挥发，灌水时迅速增加。植物、微生物、藻类对铵态氮的吸收及硝化作用等的内在联系或竞争，均会减少其浓度而减少氨挥发。测定氨挥发有多种方法，以密闭法和微气象法常用，此外尚有 15N 示踪法，Hargrove 法和酸性滤纸吸氨法。用 Hargrove 法测得北方旱地石灰性土壤上氨挥发损失在 422之间 82 。Datta 等人设计并经改良后 85的密闭法，已成功地用于植稻条件下氨挥发测定 86。采用微气象法，在河南封丘
29、石灰性水稻土上测定，尿素和碳酸氢铵的挥发率分别为 30和 39，在丹阳的水稻土上（耕层 pH 5.25.4）为 9和 18。碳酸氢铵作基肥混施后，挥发立即发生，1-2 天达到高峰；尿素施后逐渐增高，施后 34 天达高峰，峰值低于碳酸氢铵，而持续时间长。水稻生长后期，施肥挥发损失少于前期 87 。用微气象法测定，旱地 83 尿素表施与混施的氨挥发损失与稻田相似：施后 3 天达高峰，后降低。但第 8 天灌水后，又出现第二个高峰，挥发速率远大于第一高峰。尿素区表土 pH 高 05个单位。表施、混施的氨损失分别为施氮量的 17。 、11%。深施后灌水，改水面撒施（会有一半尿素留在田面水中 87 ）为以
30、水带氮（水稻移栽后适当时期落干，撒施尿素于表土，灌浅水使渗人土壤中） 90 ，均能提高氮肥效果，减少损失。应用脲酶抑制剂（如PPD）可延缓尿素水解，减少水面氨浓度，但由于稻田中有效期很短，效果多不明显 91.92 。利用有机生物膜覆盖水面，添加杀藻剂等是今后值得注意的方向。 、土壤中的铵态氮可以经过化学反硝化而脱氮，即在有 NO3-存在时，NH 4+与 NO3-作用的脱氮过程（NH 4+NO 3-N 22H 2O） 。这一过程在农田土壤中引起的损失量不大。土壤中铵态氮转化的一个重要环节是经过土壤微生物的作用而氧化为硝酸。现已查明，硝化作用是微生物获得所需能量的作用过程，由两个阶段构成：第一阶段
31、由亚硝酸细菌将铵氧化成 NO2-；，第二阶段由硝化细菌将氧化成 NO3-。前一阶段的生化过程尚不十分清楚。参与两个阶段的微生物大都属于硝化细菌科，多系化能自养菌，一些异养微生物也能进行硝化作用。一般认为自养硝化微生物绝对好氧，但我国研究证明，稻田中的亚硝酸细菌属于兼厌氧性菌类 94 ，能适应还原性强的生态环境，并有强的亚硝化作用。水稻土淹水后可分为性质各异的氧化层和还原层，两层的氧化还原电位不同，亚硝酸菌数、亚硝化及硝化强度相差甚远：氧化层中亚硝酸菌为还原层的 54 倍，有的高达 10 万倍，硝化强度比还原层净相差 937 95 。李良谟 96 比较了猪粪和硫酸铵对硝化活性的影响，结果表明，等
32、氮量情况下，加猪粪后土壤硝化率大于加硫酸铵。施用有机肥、土壤腐殖质含量高者，硝化细菌及硝化强度均高 94 。稻田不但有硝化微生物（亚硝酸细菌） ，且数量多于旱地，相差 23377 倍，存于各层之中，在缺氧条件下能生存繁殖，在氧化、还原层均可进行硝化作用。同一地区的土壤硝化活性因土壤而异，有的有迟滞期，有的无。中性潜育性和淹水性水稻土硝化作用最强，粘壤质、粉砂质潴育性水稻土依次次之；微酸性潜育性水稻土和淀浆潴育性水稻土最弱。培育 1 周的硝化率依次为 98、96、40、26、8.5%和7 96。硝化过程因土壤而异 97 。以硫酸铵为氮源，旱地及桔园土硝化活性较强，水稻土和茶园土很弱，与 pH 较
33、低（ 3.74.1） 、铝离子多 98及养分贫乏有关。自从 Yoshida 发现欧洲亚硝化单胞菌的纯培养中能形成 N2O，我国也开展了研究，得出 pH 是影响 N2O 逸出量的一个因子：pH 8.4 的石灰性土壤比 pH 6.1 的微酸性土壤更有利于 N2O 产生。硝化程度不同，各土壤形成 N2O 量也不相同 96,97 。伍期途等 99 发现，NH 4+的硝化可用描述农药降解的动力学方程来描述。为了减少氮肥损失，在硝化抑制剂和尿酶抑制剂 100 方面也进行了不少研究，取得了不少有意义的结果 99,101112 。铵态氮硝化后就成了硝态氮。和交换性铵一样，NO 3 N 也是植物可直接利用的氮源
34、113117 。硝态氮主要通过质流迁移，由于作物对水分的吸收大于对硝态氮的吸收，近根区常有硝态氮富集；硝态氮不存在专性吸附，在 pH 较低时扩散系数又较 Cl为大，因而可随水移动：一方面由剖面深处向上部和根区迁移，为作物吸收；另方面随水下移。当有足量水分时，可淋洗至 2m 或更深，脱离根系吸收而污染地下水源 118,119 。它在土壤剖面的分布随气温和降水而不同 120 。硝态氮除被作物吸收和微生物利用外，另一条主要转化途径是反硝化过程。反硝化有化学反硝化和生物反硝化。生物反硝化是在缺氧条件下，由兼性好氧的异养微生物利用同一呼吸电子传递系统，以 NO3为电子受体，将其逐步还原成 N2，的硝酸盐
35、异化过程。其通式为 2 NO32 NO2 2NON 2， 。反硝化会导致氮素损失和形成氮氧化物污染环境而引人注意。从环境保护考虑，有时要求加速污染体系中的 NO3、NO 2的反硝化作用，使最终产物为 N2，从而消除氮对水体和大气圈的污染。土壤中为数最多的反硝化细菌，即将 NO3还原为 NO2，NO，N 2O 和 N2，的微生物生理群，是引起反硝化作用的动力。不同作物根际的反硝化细菌类型与非根际不同，根系对菌株分布的影响大于土壤类型 96 。太湖地区和江西红壤均以芽孢杆菌属的一些种占优势，不同土壤中反硝化细菌组成虽无明显差异，但某些种仅出现在某一土壤中 l04 。反硝化过程可用零级反应动力学方程
36、描述。反硝化细菌数与土壤条件密切相关，稻田高于旱地：太湖地区多在数百万（克干土）以上，占细菌总数 5080。排灌和烤田可导致其消长 108。反硝化细菌的酶系统极为复杂，多数具有还原 NO3；至 N2 的全部酶系统，但有的缺乏某一过程的酶系统。太湖地区各主要类型土壤及江西红壤地区土壤中分离的反硝化细菌具有还原 NO3或 NO2歹酶活性者占供试菌株的 5060和 1577，具有还原 NO2歹或 N2O 者，分别占 67和60；具有还原 N2O 酶活性者占 56和 58 104 。反硝化细菌中，不少菌株可使 NO3异化还原成 NH4+的酶活性。反硝化作用在 pH 3.511.2 范围内皆可进行，最适
37、为 78 101。反硝化与氧分压呈反相关，但不同菌株对氧分压要求不同。反硝化的基质是 NO3-，而 NO3-浓度有选择反硝化菌类的作用。可利用的碳源量相等时，NO 3 浓度影响着反硝化细菌生长量。采用乙炔抑制法研究证明，在一定时间和含水量范围内，反硝化形成的量与时间呈对数关系；有机质高的土壤能提供较多的能源物质和电子受体，形成的 N2O 量亦大。水稻根系对反硝化细菌有明显根际效应，RS 率达 177105 96 。用水稻根际及根外土壤加入K15NO3 培养，根际土壤 15N 损失 89.392.6，根外仅 70.377.8 14。用乙炔抑制法淹水培养，太湖中性潜育性水稻土和粘壤质潴育性水稻土免
38、耕区的硝酸还原酶和 N2O 还原酶活性均较普通土壤低，开始 24 天尤明显，以后趋于消失 99 。不同土壤反硝化势的明显差别可能主要由于水分和能源物质供应所致。同一土壤，种稻的反硝化势大于种小麦的反硝化势。利用条件不同，反硝化有强有弱，甚至无反硝化发生 110 。水稻土中氧化、还原层不同的 Eh、pH、交换性酸强烈影响微生物活性 121、122 。有的研究结果，0lcm 氧化层中反硝化菌数大于 125cm 的还原层 105 ；有的研究结果，氧化层中的硝化细菌数和硝化强度均大于还原层，因而为还原层的反硝化创造了条件，成为反硝化损失的关键之一。水稻与其它水生植物一样，具有通过叶子和茎向根部输送氧气
39、的能力，氧从根部扩散至根周围，环根周围形成薄的根际氧化层，因而根际土壤的 Eh 和氧浓度常高于非根际 63102 。根面和根际反硝化细菌分别为 29 百万克干根和 47459 百万克干土，RS 变幅达1514 106，96 。将不消毒的附有反硝化细菌的水稻根系在含硝态氮基质中培养 12 天，硝态氮消失 3390；消毒后仅 110。消毒后的作物吸氮量低于未消毒的吸氮量，证明这种减少并非作物吸收差异所致。对根际和根外土壤分别施用硝态氮后培养，根际的15N 损失量比根外多 1519 ；施尿素者无差别，似乎说明硝化活性无异，而反硝化活性有别。稻田土壤中存在的大量无定形金属氧化物可能是铵氧化的电子受体，
40、会导致 NH4+与其反应形成气态氮氧化合物造成失氮。用加人氧化铁、氧化锰证明有这一现象存在 123 。测定反硝化的方法有间接法（包括 NO3N 消失法，NO 3Cl -比率法）和直接法（“密闭”和“流动”体系中收集逸出气体的高丰度 15N 示踪法和乙炔抑制法） 。我国采用最多的是15N 标记与微气象法，分别估计气态总损失量及 NH3 挥发量，并以差值计算。以此法测得的硝化一反硝化损失量是：碳酸氢铵为 39，尿素为 37。水稻田硫酸铵在酸性土壤上作基肥混施，硝化一反硝化是氮素主要损失途径；石灰性土壤施用碳酸氢铵以氨挥发为主；酸性土混施碳酸氢铵或硫酸铵与尿素，氨挥发与硝化一反硝化两条途径均不可忽视
41、，由于N2O 能催化臭氧分解，破坏臭氧层，增强紫外线幅射，危害动植物和人类健康， 原位测定N2O 通量对于环境质量评价十分重要 l24 。这一工作国外开展较多，我国尚少，在盆栽施用NH4NO3 情况下测定，证明反硝化损失相当可观。防止氮素的一系列不良行为关键问题是提高氮肥利用率。施入的氮肥只要被作物充分利用，就能减少氮素在土壤中的存留，从而减少氮素所造成的各种不良影响。提高氮肥利用率、减少氮素污染环境涉及一系列问题：选择高效利用氮素的基因品种，使施入的氮肥得到充分利用；通过耕作、轮作、栽培、管理等一系列措施，改善作物生育条件（土壤的水、肥、气、热） ，促进作物良好生长；确定合理的氮肥用量，协调
42、地供应养分；防止或减少氮素的损失，使氮肥发挥更大的生产效益，等等。近几十年来，我国土壤植物营养工作者采用 15N 标记技术对施入土壤中肥料氮素的行为进行了追踪 126-139 ，探讨了不同形态氮素在不同土壤中转化过程，提出了许多有效地施肥措施，如肥料在不同区内的合理调配 156，157 、养分的合理配合，特别是氮、磷的合理配合，应用缓释型复混肥料，肥料在作物生育期中的合理安排，在提高氮肥利用率的措施中，根据作物需要和土壤的供氮能力施用氮肥是其关键。作物需要是决定供应的前提，根据需要供应才能避免肥料浪费，提高效果，也才能防止对生态环境的不良影响。作物需要的氮素数量虽然难以准确计算，但可根据采用的
43、作物品种在当地条件下的产量和吸氮量而作出相当可靠的估计。与作物的需要量比较起来，土壤供氮能力的估计却相当棘手。估计土壤供氮能力的办法有生物试验法和实验室测定法。生物试验是在不施或施氮条件下种植作物，用作物整个生育期吸收的氮素或对氮肥的反应考察土壤的供氮能力。比较同一条件下，同一作物由不同土壤吸取的氮素数量或氮肥效应，就可判断不同土壤供氮能力的大小。采用生物试验的最大缺点是，供氮能力的结果得之于种植作物之后，而不是之前，无法起到预报供氮能力的作用。同时，种植了一季作物后，土壤的供氮能力已发生变化，得到的结果也难以说明土壤对下季作物的供氮情况。采用实验窒方法诊断土壤的供氮能力一直受到人们重视 20
44、5-210 。本世纪以来，人们从各方面对此进行了探讨，提出了各种各样测试方法。这些方法可大致分为生物培养和化学测定两类。我国应用的磷肥主要是过磷酸钙和钙镁磷肥，过磷酸钙在南、北方土壤中均有明显效果。钙镁磷肥在南方土壤上与过磷酸钙肥效相当，而在北方土壤上仅相当于过磷酸钙肥效的 7080。由于过磷酸钙是我国广泛应用的磷肥品种，往往把它与磷肥等同。为了解决我国大量的中、低品位磷矿不宜用化学方法生产磷肥的问题，70 年代中开始了节酸磷肥研究，取得了一定成果。土壤的供磷水平是决定磷肥（酸制磷肥或热制磷肥）肥效的主要因素。在农业中引人注目的是土壤速效磷，测定方法比较成熟、应用广泛的有 Bray I 法、O
45、lson 法及北加罗林法，北方土壤上，不管用马乞金法或 Olsen 法测定，都证明了土壤有效磷和磷肥效果有密切关系 251，252 。以 Olsen 法测定值为标准，大多的试验结果是：土壤有效磷（P）在 l0以下时，土壤严重缺磷，施用磷肥有明显增产效果；l015 时，有效但不稳定，依据作物和土壤供氮水平而异；15以上时，土壤供磷丰富，施磷大多无效 264、265 。在南方，由于大部分土壤缺磷，因而土壤供磷指标的报道较少。土壤的供氮水平和氮肥施用与否，在很大程度上影响磷肥效果。这是我国南、北方各地的普遍规律。磷肥施用的氮、磷配合原则以及水旱轮作条件下磷肥的“旱重水轻”施肥原则在稻区广泛应用，充分
46、发挥了磷肥的效益，受到国外学者重视。过去认为毛苕茬、苜蓿茬、豌豆茬、荞麦茬后磷肥效果显著，实际上是这些作物种植后造成土壤富氮而缺磷的结果。为了表征土壤的氮素供应与磷肥肥效的关系，有人提出用土壤的有效氮有效磷之比作指标。这虽然是一个很好尝试，但由于测定有效氮的方法不统一，也未确定，各家指标不一，未能在生产实践上应用。近来不少人用碱解氮Olsen 一 P 之比来衡量土壤氮磷供应的协调，相反更缺理论和实践依据。由于我国土壤普遍缺氮，有人根据土壤的供磷水平，提出了施肥中的氮磷肥比。这在供氮能力差别不大的土壤上有明显效果。作物对磷肥的反应一直受到人们的重视，也是我国早期研究的热点。大量研究表明，对磷肥反
47、应较好的作物是豆科和豆科绿肥，对其反应良好的解释是这类作物需磷多，利用磷素能力强，施磷对根瘤发育有特殊功能。由于这一原因，有人把豆科作物叫喜磷作物，更需磷作物，并建议对它们优先施用磷肥，甚至有人强调“磷肥不施于豆科作物而施于非豆科作物之后，效果不显著；不施于豆科作物而施于一般作物或空地上而希望其肥效影响于谷类和经济作物亦不现实” 。但是近年的大量试验表明，非豆科作物的吸磷量并不低于豆科作物；施氮以后，非豆科作物磷肥效果比起豆科作物有过之而无不及。李生秀等以严格试验证明，豆科与非豆科作物对磷肥反应的差别既不在于利用土壤磷素能力和吸磷量不同，也不在于根重、根茎比、根系表面积及阳离子代换量的差异；两
48、类作物根际和非根际土壤pH 及有效磷虽有差异；但达不到显著水平。两类作物吸收的氮、磷量密切相关，豆科作物对磷肥反应敏感仅发生在缺氮土壤上，供氮充分或施用氮肥，非豆科作物对磷肥反应的敏感性并不比豆科作物逊色，表明了供氮水平是影响两类作物对磷肥有别的原因；比较豆科作物固氮前后的磷肥效果，采用抑制豆科作物结瘤，迫使依靠土壤供氮等手段，确证了豆科作物对磷肥敏感的主要根源在于其有固氮功能，对磷肥利用不受土壤供氮水平限制。合适的磷肥用量是充分发挥磷肥作用的重要条件之一。目前确定磷肥用量的重要方法有养分平衡法，磷肥指标法和田间试验法。在不同有效磷含量的土壤上进行田间试验所确定的用量较切合实际情况，也便于实际应用，已有不少施用指标相继问世。磷肥当季利用效率不高，后效虽有，但作用有限，采用一次性大量投人磷肥的贮备施磷方式，难以充分发挥磷肥作用。磷肥溶解性差，在土壤中的迁移和扩散非常有限，作物苗期根系不发达，又大多是需磷临界期，因而作基肥、种肥才能充分发挥其作用，作追肥效果明显降低。过去认为，磷肥投人到土壤后易发生化学固定，一直提倡集中施，作种肥施，分层施。但近年的大量研究证明，这种施肥方法不利于作物充分的吸收利用，也难以补充缺磷的底层土壤的磷素，
