目录
摘要................................................................................................................................................ I Abstract ......................................................................................................................................... I II 目录................................................................................................................................................ V 1 绪论 (1)
1.1 选题背景 (1)
1.1.1 微囊藻毒素的来源 (1)
1.1.2 微囊藻毒素的化学结构和理化性质 (1)
1.1.3 微囊藻毒素的毒性及污染状况 (3)
1.1.4 微囊藻毒素的产生机理 (5)
1.1.5 微囊藻毒素的控制方法 (6)
1.1.6 微囊藻毒素在土壤环境中的研究现状 (7)
1.2 研究框架 (10)
1.2.1 研究目的与意义 (10)
1.2.2 研究内容与方案 (10)
1.2.3 研究创新点 (11)
2 滇池周边农田土壤中微囊藻毒素的污染特征及风险评价 (12)
2.1 材料与方法 (12)
2.1.1 仪器与试剂 (12)
2.1.2 样品采集与预处理 (12)
2.1.3 微囊藻毒素测定与质量控制 (13)
2.1.4 风险评价方法 (14)
2.1.5 数据处理 (15)
2.2 结果与讨论 (15)
2.2.1 滇池周边农田土壤中3种典型微囊藻毒素的含量水平与分布特征 (15)
2.2.2 滇池周边农田土壤中微囊藻毒素的健康风险评价 (16)
2.2.3 滇池周边农田土壤中微囊藻毒素的生态风险评价 (17)
2.3 小结与展望 (18)
3 三种典型微囊藻毒素在土壤中的降解行为研究 (19)
3.1 材料与方法 (19)
V
3.1.1 仪器与试剂 (19)
3.1.2 土壤中微囊藻毒素的测定 (20)
3.1.3 土壤降解实验设计 (20)
3.1.4 数据处理 (21)
3.2 结果与讨论 (22)
3.2.1 不同类型土壤中的微囊藻毒素的降解行为 (22)
3.2.2 不同初始浓度对微囊藻毒素降解的影响 (24)
3.2.3 灭菌处理对微囊藻毒素降解的影响 (25)
3.2.4 不同温度对微囊藻毒素降解的影响 (25)
3.2.5 不同含水率对微囊藻毒素降解的影响 (26)
3.2.6 去除土壤有机质处理对微囊藻毒素降解的影响 (27)
3.2.7 土壤添加腐植酸对微囊藻毒素降解的影响 (28)
3.2.8 土壤中微囊藻毒素的光降解 (29)
3.3 小结与展望 (30)
4 三种典型微囊藻毒素在土壤中的迁移行为 (32)
4.1 材料与方法 (32)
4.1.1 仪器与试剂 (32)
4.1.2 淋溶实验装置 (32)
4.1.3 土壤淋溶实验设计 (34)
4.1.4 迁移风险评价方法 (34)
4.1.5 数据处理 (34)
4.2 结果与讨论 (35)
4.2.1 不同浓度微囊藻毒素在土壤中的淋溶行为 (35)
4.2.2 微囊藻毒素在水稻土和菜园土中的淋溶行为 (36)
4.2.3 淋溶液pH值对微囊藻毒素淋溶行为的影响 (37)
4.2.4 微囊藻毒素在土壤中的淋溶风险评价 (39)
4.3 小结与展望 (41)
5 结论 (43)
参考文献 (44)
在校期间发表论文与获得荣誉 (48)
致谢 (49)
VI
1 绪论
1.1选题背景
1.1.1微囊藻毒素的来源
水体中氮、磷等营养物质含量过多而引起的水体富营养化现象日益严重[1]。目前许多国家、地区都出现了不同程度的水体富营养化现象。据调查显示，欧洲、北美洲、南美洲和非洲有53%、48%、41%和28%的湖泊处于水体富营养化状态[1]；在我国淡水水域中，50%以上的湖泊、30%以上的大型水库均呈现水体富营养化，由此引发了大面积的蓝藻水华污染，其中以江苏太湖、安徽巢湖、云南滇池最为严重；而海域的水体富营养化也不乐观，近岸海域约1.8万平方公里范围呈重度富营养化状态，除黄海外的各大海域均不同程度爆发了赤潮污染[2]。
蓝藻水华爆发时，会在水面形成厚厚的蓝绿色聚集层，水体透明度下降，导致水生生物无法正常生长，生物多样性下降。蓝藻水华的发生不仅会破坏水生生态系统平衡，更严重的是，水体中的藻细胞破裂时还会释放出大量的藻毒素，能引起水生生物中毒，并通过食物链威胁人类健康[3]。
据报道，25%~70%的蓝藻水华污染均可产生藻毒素[4]，按照化学结构和对动物致毒方式的不同，蓝藻毒素又可分为：具有肝毒性的环肽类毒素（如微囊藻毒素和节球藻毒素）、具有神经毒性的生物碱毒素（如类毒素和麻痹性贝类毒素）和具有皮肤毒性的脂多糖内毒素等[5]。其中，以微囊藻毒素的出现频率最高、产生量最大，造成的危害最严重[1]。
1.1.2微囊藻毒素的化学结构和理化性质
微囊藻毒素（Microcystins，MCs）主要由微囊藻（Microcystis）、鱼腥藻（Anabaena）、颤藻（Oscillatoria）、念珠藻（Nostoc）、项圈藻（Anabaenopsis）等产生，也有人从陆生的眠状软管藻（Hapalosiphon hibernicus）中分离到了微囊藻毒素[6]。而最初是由Bishop等从一株铜绿微囊藻NRC-1中分离得到，故被命名为“microcystin”[7]。
微囊藻毒素是一组单环七肽类化合物，分子量在900~1100Da之间，一般结构为：环（D-丙氨酸-L-R1-赤-β-甲基-D-异天冬氨酸-L-R2-Adda-D-异谷氨酸-N-甲基脱氢丙氨酸）。其中，Adda 结构是一种特殊氨基酸，是表达MCs 生物活性的必需基团，结构为3-氨基-9-
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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。
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
第三章：水环境化学——污染物存在形态 第二节、水中无机污染物的迁移转化 一、颗粒物与水之间的迁移、二、水中胶体颗粒物聚集的基本原理和方式 三、溶解和沉淀 四、氧化—还原 五、配合作用 1、概述 ● 污染物特别是重金属污染物，大部分以配合物形态存在于水体，其迁移、转化及毒 性等均与配合作用有密切关系。重金属容易形成配合物的原因是重金属为过渡性元素，最外层为s 轨道电子数目为2或1，次外层为d 轨道或f 轨道电子，数目为1-9，为充满，则过渡金属元素失去外层s 轨道电子后，未充满的d 轨道仍旧可以接受外来电子，形成配合的络合物或者螯合物。 ● 天然水体中有许多阳离子，其中某些阳离子是良好的配合物中心体，某些阴离子则 可作为配位体。 ● 天然水体中重要的无机配位体有OH －、Cl －、CO 32－、HCO 3－、F －、S 2－。它们易与硬酸 进行配合。如OH －在水溶液中将优先与某些作为中心离子的硬酸结合(如Fe 3+、Mn 3+等)，形成羧基配合离子或氢氧化物沉淀，而S 2－离子则更易和重金属如Hg 2+、Ag +等形成多硫配合离子或硫化物沉淀。 ● 有机配位体情况比较复杂，天然水体中包括动植物组织的天然降解产物，如氨基酸、 糖、腐殖酸，以及生活废水中的洗涤剂、清洁剂、EDTA 、农药和大分子环状化合物等。这些有机物相当一部分具有配合能力。 ● 举例：Cr(24):1S 22S 22P 63S 23P 63d 54S 1(3d 轨道填充10个电子才满) Cd(48):1S 22S 22P 63S 23P 63d 104S 24P 64d 104f 05S 2(4f 轨道填充14个电子才满) 水配合物 CL -络合物 H 2O H 2O H 2 Cl - Cl - Cl -
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。
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
文章编号:1006-446X(2004)01-0001-10 砷从农业土壤向人类食物链的迁移 李廷强 杨肖娥 (浙江大学环资学院资源科学系,浙江 杭州310029) 摘 要:综述了砷在土壤2植物2人类系统中的迁移,包括:砷在环境中的行为,农业系统中砷迁 移的动力学过程和粮食中砷的含量,影响砷对植物有效性的各种因子,以及砷在人体内的分布、 对人体的营养作用及不同形态对人体的毒性。 关键词:砷;食物链;土壤;迁移;农业系统 中图分类号:O61317;X13113 文献标识码:A 随着工业的发展,砷污染已成为全球性问题,粮食作物是砷进入人类食物链的主要途径,人体砷大部分来源于食物和饮用水。本文对砷从农业土壤向人类食物链的迁移作了综述。 1 环境中的砷 砷(As),又名砒,灰色半金属,在元素周期表中属ⅤA族。它有多种同素异构体,常温下最稳定的形态是灰砷,常见化合价为+3,+5和-3价。砷化学十分复杂,有许多无机和有机化合物,但主要以硫化物如雌黄(As2S3)、雄黄(As4S4)及砷铁矿(FeAsS)等形式存在。砷在地壳中的含量丰度处于第20位,在海水中的含量处于第14位,在人体中处于第12位[1]。 地壳岩石圈上部全砷的平均含量即质量分数ω为115～2mg/kg,也有报道为5mg/kg,数据差异的主要原因与取样的代表性和广泛性有关[2]。火成岩平均含量ω为1～3mg/kg,变幅不大,而沉积岩的含砷量变化较大。在有砷矿和矿带的岩石中含有较高含量的砷。我国湖南大义山脉一带的成土母岩,系印支期和燕山早期花岗岩形成时期,发生过接触变质,在这个过程中产生过砷化物成矿作用,岩层中砷含量(ω)高达16616～3505mg/kg[3]。 关于土壤中砷的调查研究,不少国家作了大量工作,取得了大量的成果和数据。小山雄生统计计算的世界自然土壤的平均含量(ω)为9136mg/kg[4]。Bowen[5]测定结果显示,砷在世界土壤中的含量(ω)一般为011～5810mg/kg,中位值为610mg/kg。但在有砷矿母质发育的土壤中砷含量相当高[6,7],如我国湖南大义山脉一带成土母岩发育土壤中砷含量(ω)可高达(50210±4214)mg/kg。表1为几个主要国家土壤的含砷量。 地下水的砷的含量与砷的来源有关,如在含砷农药厂周围,水体中砷含量(即质量浓度ρ)高达50～23080μg/L,而在无污染的井水中砷含量(ρ)0103～1141μg/L[8]。海水中砷的质量浓度,根据各地测得的数据约在1～5μg/L范围内,平均约为2μg/L。其存在形态主要是As5+或砷酸盐,而As3+一般数量较少。空气中砷密度(ρ)较低[9～11],其含量范围为014～3010ng?m-3,美国空气中砷密度(ρ)平均为6014～3010ng?m-3,在欧洲农村空气中砷密度(ρ)在012～115 ng?m-3之间,在城市为015～310ng?m-3,而工业区高达5010ng?m-3。 基金项目:国家重点基础研究发展规划资助项目(2002C B410804) 收稿日期:2003-12-15
污染物在环境中的迁移和转化 第一节概述 一、污染物的迁移和转化的定义 污染物在环境中发生的各种变化过程称之为污染物的迁移和转化(transport and transformation of pollutants)，有时也称之为污染物的环境行为(environmental behavior)或环境转归(environmental fate)。 二、研究污染物在环境中迁移和转化过程及其规律性的意义 1. 可阐明污染物种类，接触的浓度、时间、途径、方式和条件，从而研究相关毒作用。 研究污染物在环境中的迁移和转化的过程及其规律性，对于阐明人类在环境中接触的是什么污染物，接触的浓度、时间、途径、方式和条件等都具有十分重要的环境毒理学意义，否则就不能阐明有预谋中接触而导致的一系列毒作用。 2. 环境毒理学的许多基本问题在一定程度上也取决于对污染物在环境中的迁移和转化规律的认识。 例如：污染物的物质形态、联合作用、毒作用的影响因素、剂量效应关系等，都要涉及到接触污染物的真实情况的确定。 第二节环境污染物的迁移 一、概念 污染物的迁移（transport of pollutants）是指污染物在环境中发生的空间位置的相对移动过程。迁移的结果导致局部环境中污染物的种类、数量和综合毒性强度发生变化。 二、机械性迁移 根据污染物在环境中发生机械性迁移的作用力，可以将其分为气的、水的、和重力机械性迁移三种作用。 1．气的机械性迁移作用，包括污染物在大气中的自由扩散作用和被气流搬运的作用。 其影响因素有：气象条件、地形地貌、排放浓度、排放高度。 一般规律：污染物在大气中的排放量成正比，于平均风速和垂直混合高度成反比。 2．水的机械性迁移作用，包括污染物在水中的自由扩散作用和被水流的搬运作用。 一般规律：污染物在水体中的浓度与污染源的排放量成正比，与平均流速和距污染源的距离成反比。3．重力的机械迁移作用，主要包括悬浮物污染物的沉降作用以及人为的搬运作用。 三、物理化学迁移 物理化学迁移是污染物在环境中最基本的迁移过程。污染物以简单的离子或可溶性分子的形势发生溶解-沉淀、吸附-解吸附。同时还会发生降解等作用。 1．风化淋溶作用风化淋溶作用是指环境中的水在重力作用下运动时通过水解作用使岩石、矿物中的化学元素溶入水中的过程，其作用的结果是产生游离态的元素离子。 2．溶解挥发作用降水、固体废弃物水溶性成份的溶解；VOC 3．酸碱作用（常表现为环境pH值的变化） ①酸性环境促进了污染物的迁移，使大多数污染物形成易溶性化学物质。如酸雨：加速岩石和矿物风化、淋溶的速度；促使土壤中铝的活化。 ②环境pH值偏高时，许多污染物就可能沉淀下来，在沉积物中，形成相对富集。 4．络合作用（改变毒物吸附和溶解的能力）络合物的形成大大改变了污染物的迁移能力和归宿。 例如：当含有Hg2+的河水流入海洋时，水中氯离子浓度逐渐增高，河口水体中的Hg2+逐次形成Hg(OH)2→Hg(OH)Cl →HgCl2→HgCl3- →HgCl42-。其中的Hg(OH)Cl与水体中的悬浮态黏土矿物和氧化物吸附力最强，而HgCl2的吸附力最差。因而，Hg(OH)Cl部分的汞大量转移到悬浮态固相或沉积物中，而部分的汞仍留在水体中。
土壤中砷的处理 1 引言 砷是一类广泛存在于土壤中的具有致癌作用的类金属元素，主要来源于含砷农药、化肥的施用及含砷污水灌溉等.据雷鸣等(2008)的调查，湖南郴州、衡阳等地稻田砷污染较严重，土壤砷含量最高达245 mg·kg-1，导致大米砷含量超标，造成严重的健康威胁和巨大的经济损失.同时，砷作为一种变价元素，不同价态毒性及生物有效性有较大差异，如三价砷生物毒性是五价砷的60~100倍.此外，水分可通过改变土壤氧化还原电位、铁锰氧化物等变价元素的价态而影响砷的生物有效性及其环境风险，如淹水导致As(Ⅴ)向As(Ⅲ)转化，提高了土壤中As(Ⅲ)的含量;同时，土壤水分会影响水稻籽粒中砷含量，灌浆期后湿润灌溉可显著降低糙米中砷含量.研究表明，稻田土壤水分含量可影响并改变土壤溶液及稻米中砷含量，而控制土壤水分含量是解决稻田土壤砷污染问题的有效途径之一，并揭示出水分是影响砷毒性的主要因素之一，尤其是在稻田土壤上.因此，需对二者作用关系进行系统探讨. 土壤酶是土壤的重要组成成分，土壤中所有生物化学过程的发生都得益于土壤酶的作用.酶促反应动力学是研究酶催化反应速度及各种因素(如污染物等)影响的方法，其结果不仅可显示土壤酶总量的高低，而且还可以反映酶与底物、重金属污染物等之间结合的紧密程度和作用过程，从而能深入探讨污染物与酶作用机理，故被认为是一种理想的研究手段.目前，国内外学者对砷的土壤酶效应进行了研究，发现有激活、抑制和无关3种作用，如As(Ⅴ)会抑制碱性磷酸酶及芳基硫酸酯酶活性，而As(Ⅲ)则不敏感;砷能激活土壤脲酶活性.对不同水分下土壤酶作用机理的研究也有零星报道，如Zhang等(2009a;2009b)发现，土壤脱氢酶活性及酶促最大反应速度均随水分含量升高而增加;高水分含量增强了磷酸酶与底物亲和力，提高了最大反应速度;淹水对土壤脲酶动力学参数无显著影响(隽英华等，2011).但目前对不同水分条件下砷与酶作用机理的研究则鲜见报道.因此，本文拟采用室内模拟培养试验的方法，从酶动力学角度研究水分对砷与土壤碱性磷酸酶关系的影响，揭示砷对碱性磷酸酶的作用受水分影响的机理，以期为稻田土壤砷污染的准确监测和保护修复提供依据. 2 材料与方法 2.1 供试土壤 供试土壤为采自江苏省中国科学院常熟农业生态试验站的水稻土(底潜铁聚水耕人为土，Endogleyic Fe-accumuli-Stagnic Anthrosols).采样时，先去除0~5 cm表层土，采用五点法取5~20 cm土样，混匀风干，过1 mm尼龙筛备用.常规方法测定土壤基本化学性质(鲍士旦，1997)，结果为有机质47.69 g·kg-1，pH=6.93(水土比2.5:1)，全氮3.1 g·kg-1，全磷0.61 g·kg-1，全钾18.02 g·kg-1，碱解氮10.66 mg·kg-1，速效磷11.74 mg·kg-1，速效钾112.90 mg·kg-1，阳离子交换量26.20 cmol·kg-1，游离氧化铁2.43 g·kg-1，总砷8.70 mg·kg-1，有效砷(0.5 mol·L-1 NaHCO3)0.32 mg·kg-1. 2.2 试验方案 向600 g土样中添加不同浓度的As(Ⅴ)(Na3AsO4·12H2O，AR)溶液，使As(Ⅴ)含量分别为0、25、50、100、200、400 mg·kg-1，并调节土壤含水量为最大持水量(WHC)的35%、65%、110%，
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
砷在水体和土壤中迁移转化规律的共性与个性 【摘要】砷是一种有毒元素，对人体有害，通过呼吸道、消化道和皮肤接触进入体内，会积蓄在人体各个器官部位，从而引发慢性中毒，潜伏期和长达几年甚至几十年。所以，我们到对人经常接触到的水体和土壤中的砷元素进行迁移转化的分析，以便于对砷污染的监测和治理。 【关键词】砷；水体和土壤；迁移转化；共性与个性 0.概述 为了有效地保护和合理地使用水资源和地资源，控制和治理水污染和土壤污染，必须对水体和土壤的质量进行定期的监测，通过监测来掌握其迁移转化规律，为正确保护和治理水体和土壤，提供科学的依据。 砷是人体的非必要元素，元素砷的毒性极低，而砷的化合物均有剧毒，三价砷化合物比其它砷化合物毒性更强。砷是通过呼吸道、消化道和皮肤接触进入人体。在一般情况下，土壤、水、空气、植物和人体都有微量的砷，对人体不会构成危害。 1.砷在不同的介质中迁移转化规律的分析 砷在水中常备悬浮物吸附而沉淀在底泥中，各种有机物和无机物胶体都可以吸附砷，尤其是铅、铁的氢氧化物对砷有特殊的亲和能力，在酸性条件下，这种吸附能力最强。但当水体中的PH值升到碱性时，分散作用加强，砷又可以离开胶体表面而进入水中。 各种砷的化合物由各种渠道进入水中，其物理行动在很大程度上受水周围环境氧化还原条件的制约。在缓滞水体中，由于表层水处于富氧状态，因此表层水中的三价砷易被氧化成五价砷，并与水中的氢氧化铁生成砷铁沉淀物，沉在底泥中。在深水层中，还原条件下五价砷又可被还原成三价砷，并和硫化物生成硫化砷沉淀物，沉在底泥中，硫化砷可以被微生物分解，生成气态的三甲基砷排入大气。这个过程是水体中砷的主要迁移转化过程。通过这个过程我们可以看出，除人为污染外，水体中砷元素（单质）含量是很低的。 地下水中有机质的含量及微生物的活动，对地下水砷的迁移转化有特殊作用。由于微生物的活动及有机物质的存在，不仅影响硫酸根、硝酸根及硫化氢的存在，还影响地下水的Eh和pH。 由于有机物的沉淀、积累以及分子氧难以向下扩散到达沉积物的孔隙水中，因此在表层与底层之间存在着很大的氧化还原梯度。在密闭很严的深层地下水中，硫酸盐经脱硫细菌作用还原成了H2S，因此地下水含硫酸根极低。此外，由于湖泊、沼泽、河流中水生物、植物的作用，砷被富集在生物体内，在长期的地
第二节水中无机污染物的迁移转化 水中无机污染物特别是重金属污染物进入水体，不能被生物降解，主要是通过沉淀－溶解、氧化－还原、配合作用、胶体形成、吸附－解吸等作用进行迁移转化。 一、颗粒物与水之间的迁移 1、矿物颗粒物和黏土颗粒物 常见矿物颗粒物为石英、长石、云母及黏土矿物等硅酸盐矿物，主要由物理作用形成。 2、金属水合氧化物：铝、铁、锰、硅等金属以无机高分子及溶胶等形态存在。 例：铝在岩土中是丰量元素，在水中浓度低，<0.1mg/L。水解，主要形态是：Al3+Al(OH)2+Al2(OH)24+Al(OH)22+Al(OH)3+等 铁水合氧化物：Fe3+Fe(OH)2+Fe(OH)2+ Fe2(OH)24+Fe(OH)3等 硅酸聚合物：Si n O2n-m(OH)2m 3、腐殖质 是一种代负电的高分子弱电解质。 4、水体悬浮沉积物 是以矿物微粒为核心骨架，有机物和金属水合氧化物结合在矿物微粒表面上，经絮凝成为较粗颗粒而沉积在底部。 5、其它 藻类、细菌、病毒、表面活性剂、油滴等。 二、水环境中颗粒物的吸附作用 1、表面吸附：胶体具有巨大的表面积和表面能；属物理吸附，胶体表面积 越大，吸附越强。 2、离子吸附：由于胶体表面的电荷引力。 3、专属吸附：除了化学键以外，尚有加强的憎水键及范德华力或氢键起作 用。 水锰矿对Co、Cu、Ni、K和Na离子的吸附及其随pH的变化图： 对于碱金属离子，在低浓度时，体系pH在水锰矿ZPC以上时发生吸附。表
明其为离子吸附。而Co 、Cu 、Ni 等在体系pH 在ZPC 处或小于时都能进行吸附，这表明不带电荷或带正电均能吸附过渡金属。 4、吸附理论――有效层流脱理论 5、吸附方向和推动力 6、吸附等温线和等温式 （1） 等温吸附经验式――弗罗因德利希式 Freundlich 型等温式为： G =kC 1/n 两边取对数： log G =log k +1/nlog C , n kP P k n Γ=Γ--吸附量－吸附压力常数 （2） 单分子层吸附理论――兰格缪尔吸附等温式 单分子层吸附 吸附剂表面是均匀 被吸附的分子与其它同气体分子无作用力 吸附是一个动态平衡 φ被吸附质分子覆盖的吸附表面积 覆盖率（）＝ 吸附剂的总表面积 Langmuir 型吸附等温线：G =G 0C /(A +C ) 1/G =1/G 0+(A /G 0)(1/C ) G0------单位表面上达到饱和时间的最大吸附量； A-------常数 （3）Henry 型吸附等温线为直线，等温式为： G =kC k------分配系数 影响吸附作用的因素： (a) pH 值的影响： 一般情况下，吸附量随pH 升高而增大。当溶液pH 超过某元素的临界pH 时，则该元素在溶液中的水解、沉淀起主要作用。 (b) 颗粒物的粒度和浓度的影响 吸附量随粒度增大而减少，吸附量随颗粒物浓度增大而减少。 (2) 氧化物表面吸附的配合模式： 由于表面离子配位不饱和，金属氧化物与水配位，水发生离解吸附而生成羟基化表面。 ≡MeOH2+ ≡MeOH + H +
土壤中总砷的分光光度法测定 相关背景:砷是世界卫生组织确定的高毒致癌物质,从上世纪初就开始受到科学家们的广泛关注。在农业生产中,砷主要是通过工业“三废”、农业利用等方式进入土壤,施用含砷的农药、化肥、有机肥等是土壤中砷的重要来源之一。砷进入土壤后,可被土壤胶体吸附固定,使其有效性降低。有机态砷进入土壤后,不仅被土壤吸附固定,也可在土壤微生物的作用下,并通过一系列的土壤过程,发生形态和价态的转化。农业生产与人类生活息息相关,研究不同形态砷在土壤中的转化及对植物砷有效性的影响,对提高农产品质量,预防设施土壤中砷含量超标等具有很重要的意义。由环保部牵头制定的《全国土壤环境保护“十二五”规划》已进入国务院审批程序,国家发改委批准了“‘十二五’重金属污染防治规划”,将“土壤与场地污染治理与修复”列入“十二五”社会发展科技领域国家科技计划项目指南。 依据标准:1997年12月8日,国家环境部发布GB/T 17135-1997 《土壤质量总砷的测定硼氢化钾-硝酸银分光光度法》。 检测方法简介: 土壤样品经氧化分解后,使不同形式的砷转化为可溶态砷离子,硼氢化钾(钠在酸性的溶液中产生新生态氢,使五价砷还原为三价砷,三价砷还原成气态砷化氢,再用硝酸-硝酸银-聚乙烯醇-一算溶液为吸收液,银离子被砷化氢还原成单质银,使溶液成黄色,在400nm 分光光法测定。(10mm光程 赛默飞世尔科技有限公司(ThermoFisher的紫外可见分光光度计产品完全能够满足上述检测需要,并且可以为客户提供方法建立的工作,以方便有此需求的客户快速使用仪器,达到单位检测要求。请您联系赛默飞世尔科技有限公司(8008105118,4006505118,或者咨询我们当地的代理商。
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。 绍： 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 （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 注明：其中无机氮包括： 铵态氮（NH 4+ — N ）、硝态氮（N6 — N ）、亚硝态氮（NQ - — N ）三种主要形 态。 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% 土壤中氮的形态 「水溶件 速效氮源 ＜ 全氮的5% 右机氮｛水解 性缓效氮源占40%-60% （＞98%） I 非水斛性 难利用占40%-50% 土壤溶液中 土壤胶体吸附 2： 1型粘上矿物固定有机氮 矿化作用 1川尢什川 上无机氮 离子态 无机氮 吸 附 （1?2%）固定态 土壤溶液中 吸附态 土壤胶体吸附 :1型粘土矿物固定 「离子态 无机氮寸 吸附态 固建态
（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： RCHOI+ NH 3 + CQ + 能量 一水解一-> RCHNH 2COOH- H 2O RCHOHCOOHN" + 能量 一氧化一-> RCHNHCOO + Q RCOO + NH3 + CQ + 能量—— 还原一-> RCHN 2COO + H 2 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。 氨化 作用 产生 的铵 态氮能 被植 物和 微生 物 吸收 利用 ，是 农作 物的 优良 氮素 营 养 。未 被作物 吸收 利用 的铵 ，可被 土壤 胶体 吸收 保 存。但在 旱地 通气 良好 的条 件下，铵态 氮可 进一 步为微 生物 转化 。 r 钱态氮 风素在土塢中变化的示意图 ” NO, N :0 硝态氮上 吸附杰镀或 水体中的 固定态皴 硝态氮 有 机 态 氮
第三章水环境化学 1、水中八大离子：K+、Na+、Ca2+、Mg2+、HCO 3-、NO 3 -、Cl-和SO 4 2-为常见八种离子 2、溶解气体与Henry定律:溶解于水中的气体与大气中的气体存在平衡关系，气体的大气分压P G与气体的溶解度的比表现为常数关系，称为Henry定律，该常数称为Henry定律常数K H。 [G(aq)] = K H PG K H－气体在一定温度下的亨利定理常数 (mol/L.Pa) PG －各种气体的分压 (Pa) 3、水体中可能存在的碳酸组分 CO 2、CO 3 2-、HCO 3 -、H 2 CO 3 ( H 2 CO 3 *) 4、天然水中的碱度和酸度：碱度：水中能与强酸发生中和作用的全部物质，即能够接受质子H+的物质总量；酸度：凡在水中离解或水解后生成可与强碱（OH-）反应的物质（包括强酸、弱酸和强酸弱碱盐）总量；即水中能与强碱发生中和作用的物质总量。 5、天然水中的总碱度=HCO3-+2CO32-+ OH- —H+ 6、水体中颗粒物的类别(1)矿物微粒和粘土矿物（铝或镁的硅酸盐）(2)金属水合氧化物（铝、铁、锰、硅等金属）(3)腐殖质 (4)水体悬浮沉积物 (5)其他（藻类、细菌、病毒等） 影响水体中颗粒物吸附作用的因素有：颗粒物浓度、温度、PH。 7、水环境中胶体颗粒物的吸附作用有表面吸附、化学吸附、离子交换吸附和专属吸附。 8、天然水的PE随水中溶解氧的减少而降低，因而表层水呈氧化性环境。 9、吸附等温线：在一定温度，处于平衡状态时被吸附的物质和该物质在溶液中的浓度的关系曲线称为吸附等温线；水环境中常见的吸附等温线主要有L－型、F－型和H－型。 10、无机物在水中的迁移转化过程：分配作用、挥发作用、水解作用、光解作用、生物富集、生物降解作用。 11、PE:pE 越小，电子活度越高，提供电子的倾向越强，水体呈还原性。pE 越大，电子活度越低，接受电子的倾向越强，水体呈氧化性。 pe影响因素：1)天然水的pE随水中溶解氧的减少而降低；2)天然水的pE随其pH减少而增大。 12、什么是电子活度pE，以及pE和pH的区别。 答：定义电极上电子有效浓度为电子活度，记作E，其负对数记作pE。电子活度越大或pE 越小，电子供出电子的倾向越大。在电化学研究中，通常用电极电位表示电极供出或接受电子的倾向，当给出电子活度E 和电子活度的负对数pE 明确的热力学意义之后，就可以明确地表示不同电对在反应条件下供出或接受电子能力的相对大小。 在一定温度下，pE 与电极电位成直线关系，pE越大，电子活度越小，电极的氧化能力或接受电子的能力越强，供出电子能力越弱，pE与电子活度的关系同pH与H+活度的关系相似。 pH亦称氢离子浓度指数，是溶液中氢离子活度的一种标度，也就是通常意义上溶液酸碱程度的衡量标准。pH值越趋向于0表示溶液酸性越强，反之，越趋向于14表示溶液碱性越强，pH=7的溶液为中性溶液。 若水体的PE值高，有利于下列Cr、Mn在水体中迁移。 13、腐殖质的组成：由生物体物质在土壤、水体和沉积物中经腐败作用后的分解产物，是一种凝胶性有机高分子物质。分为腐殖酸：溶于稀碱但不溶于酸的部分；富里酸：即可溶于碱又可溶于酸的部分；腐黑物：不能被酸和碱提取的部分。一般认为，当浓度较高时，金属离子与腐殖质的反应以溶解为主，当金属离子浓度较低时，则以沉淀和凝聚为主。 14、沉淀物中重金属重新释放诱发因素：①盐浓度升高：碱金属和碱土金属阳离子可将被吸附在固体颗粒上的金属离子交换出来。②氧化还原条件的变化：有机物增多，产生厌氧环境，铁猛氧化物还原溶解，使结合在其中的金属释放出来。③pH值降低：氢离子的竞争吸附作用、金属在低pH值条件下致使金属难溶盐类以及配合物的溶解。④增加水中配合剂的含量：天然或合成的配合剂使用量增加，能和重金属形成可溶性配合物，有时这种配合物稳
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N03—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k NH4J 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NO-N 禾I」：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（喜硝作物力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（喜铵作物弱④ 反硝化作用；⑤硝酸盐淋失；⑥生物和吸附固定（暂时）
硝态氮(NO3-) 与铵态氮(NH4+) 土壤中氮的转化过程 农业中氮的3个主要来源是尿素、铵态氮和硝态氮。铵转化成硝态氮的生物氧化过程一般称为硝化作用。此过程由自养型好气性细菌引起，如图中所示。在淹水土壤中，铵的氧化会受到抑制。尿素在尿酶的作用下或化学水解成氨和二氧化碳。在氨化过程中，氨被铵氧化菌转化成铵，接下来，铵被硝化菌转化成硝酸盐（硝化作用）。 氮的转化率取决于一些条件---当前土壤中存在的硝化细菌。在以下条件下，NH4+ 向NO3的转换才能顺利进行: - 有硝化菌存在。 - 土壤温度> 20 °C - 土壤的pH 值在5,5 - 7,5之间 - 土壤中有足够的水分和氧气 若土壤出现以下一个或多个情况时，氮的转化受限制或完全停止，可能会造成铵在土壤中的积累( Mengel and Kirkby, 1987)： - 低pH值大大的抑制了微生物对铵离子的氧化。 - 缺氧（比如，淹水土壤） - 缺少有机质（它是细菌的碳来源） - 土壤干燥 - 土壤温度低引起土壤的微生物的活性降低，从而抑制硝化。 - 在26 °C是硝化作用最佳温度，而铵化的最佳温度高达50 °C。所以，在热带的土壤中，即使在中性pH的条件下，由于硝化率低，也会导致铵的聚积。
[imagesizer path="images/pna/pna4_4" images="4_4_ch.gif" mode="0" bgcolor="#ffffff" width="480" height="250" alt="土壤中氮转化的过程" title="土壤中氮转化的过程"] 图 1. 土壤中氮转化的过程 ( 点击图放大, 点击这里打开和打印图表) 含硝态氮的肥料较之含铵肥料的优点 硝态氮是作物最佳氮源： - 不挥发性：与铵不同，硝态氮不挥发，所以不要求必需土施，还可以用作追肥和叶面施肥，便于操作。 - 在土壤中可移动-直接被植物吸收，效率最高。 - 硝态氮协同促进阳离子的吸收，如钾、钙、镁。而铵与这些离子竞争吸收位点。 - 硝态氮可以被植物立即吸收，而不需要任何的转化，而尿素和铵在被植物吸收之前都要经过转化。 - 施用硝态-氮肥，不会导致土壤酸化。 - 硝态氮限制对有害物的大量吸收，比如氯化物。 - 硝态氮转化成氨基酸的过程在叶片上发生，以太阳能为能源，是个节能过程。铵必须在根部被转化成有机氮化合物。这一过程需要消耗碳水化合物，会影响植物的其它生理过程，如植株生长和果实充实。