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氮循环的实验报告一、引言氮是生物体中不可缺少的元素之一，广泛参与到生命活动的各个方面。
氮的循环是指氮在大气、土壤、植物和动物之间的相互转化过程。
氮循环包括氮的生物固定、硝化、反硝化和脱氮等环节。
深入了解氮循环对于环境保护和农业生产具有重要意义。
本实验旨在观察氮循环的过程，并对其进行分析和讨论。
二、实验目的1. 了解氮循环的基本概念和过程；2. 观察氮循环的实际情况；3. 分析氮循环对环境和农业的影响。
三、实验方法1. 准备工作准备试剂和实验设备，包括含氮肥料、土壤样品、烧杯、试管、恒温箱等。
2. 实验步骤1. 将一定量的土壤样品放入烧杯中；2. 加入适量的含氮肥料，混合均匀；3. 将混合好的土壤样品装入试管中，每个试管装相同的样品；4. 将试管放入恒温箱中，设置适当的温度和湿度；5. 观察试管中氮的变化，记录观察结果。
四、实验结果在实验过程中，观察到了氮的不同形态的转变以及与环境的关系。
1. 生物固定观察到一些植物能够通过共生菌和根瘤菌等微生物将大气中的氮转化为植物可吸收的形态，提供了植物生长所需的氮源。
2. 硝化在土壤中，氨通过硝化细菌在氧气的存在下转化为亚硝酸盐，进而转化为硝酸盐。
这一过程增加了土壤中可供植物利用的氮元素。
3. 反硝化反硝化是指某些细菌将土壤中的硝酸盐还原为氮气，使得氮从土壤中逸出大气。
这一过程可能导致氮的损失，对土壤质量具有一定的影响。
4. 脱氮在湿地和水体中，某些细菌能将硝酸盐还原为氮气，并释放到大气中，促进了氮的循环过程。
五、实验讨论通过本实验观察到的结果，可以得出以下结论：1. 氮循环是一个复杂的生物地球化学过程，涉及多种微生物和环境因素的相互作用。
2. 生物固定和硝化是增加土壤中氮含量的重要途径，对农业生产有重要意义。
3. 反硝化和脱氮是氮素损失的重要途径，需要在农业生产中进行合理管理和控制。
4. 湿地和水体中的氮转化过程对生态系统的健康和稳定起着重要作用，需要加强环保意识和措施的推广。
土壤矿质氮及其测定方法研究进展作者：苏涵王维张巧凤侯会耿晓月董韦徐振来源：《安徽农业科学》2023年第24期摘要土壤矿质氮是土壤氮素的重要组成部分，在土壤氮素的转化中起重要作用，是反映土壤肥力的一大指标，主要包括硝态氮和铵态氮。
土壤矿质氮的累积与土壤微生物、施肥、温度、水分、耕作方式和土地利用方式密切相关。
土壤矿质氮的流失可能会造成土壤肥力下降、地表水体富营养化，释放的氧化亚氮会引发温室效应，最终影响人类的生存发展。
从土壤矿质氮的组成与来源、影响氮素矿化的因素、矿质氮的提取与测试以及对环境的影响4个方面进行综述，并对各种测试方法进行比较，以期为土壤矿质氮的研究提供依据。
关键词土壤硝态氮；土壤铵态氮；氮素矿化；提取与测试；环境效应中图分类号S 153文献标识码A文章编号0517-6611（2023）24-0024-03doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2023.24.005开放科学（资源服务）标识码（OSID）：Research Progress of Soil Mineral Nitrogen and Its Determination MethodsSU Han， WANG Wei， ZHANG Qiaofeng et al（Xuzhou Institute of Agricultural Sciences in Xuhuai District in Jiangsu Province， Xuzhou，Jiangsu 221131）AbstractSoil mineral nitrogen is an important component of soil nitrogen， plays an important role in the transformation of soil nitrogen， and is a major indicator reflecting soil fertility， mainly including nitrate nitrogen and ammonium nitrogen. The accumulation of soil mineral nitrogen is closely related to soil microorganisms， fertilization， temperature， water， tillage and land use. The loss of soil mineral nitrogen may cause the decline of soil fertility， the eutrophication of surface water and the release of nitrous oxide， which will lead to the greenhouse effect and ultimately affect the survival and development of human beings. This paper summarized the composition and source of soil mineral nitrogen， the factors affecting nitrogen mineralization， the extraction and testing of mineral nitrogen， and the impact on the environment， and compared various testing methods in order to provide a basis for the study of soil mineral nitrogen.Key wordsSoil nitrate nitrogen；Soil ammonium nitrogen；Nitrogen mineralization；Extraction and testing；Environmental effect土壤氮素是植物生長的大量元素之一，缺氮会导致作物产量下降、品质降低。
山东科学ＳＨＡＮＤＯＮＧＳＣＩＥＮＣＥ第３７卷第２期２０２４年４月出版Ｖｏｌ.３７Ｎｏ.２Ａｐｒ.２０２４收稿日期:２０２４￣０１￣０８基金项目:济南市 新高校２０条 资助项目(２０２１ＧＸＲＣ０４０)ꎻ山东省现代农业产业技术体系－现代耕作制度(ＳＤＡＩＴ￣３１￣０４)作者简介:许冬宁(１９７９ )ꎬ男ꎬ硕士研究生ꎬ研究方向为植物病理㊁应用微生物ꎮＥ￣ｍａｉｌ:ｘｕｄｏｎｇｎｉｎｇ＠ｄｅｚｏｎｇｃｎ.ｃｏｍ∗通信作者ꎬ张新建ꎬ男ꎬ研究员ꎬ研究方向为面源污染防治㊁植病生防ꎮＴｅｌ:133****7877ꎬE￣mail:ｚｈａｎｇｘｊ＠ｓｄａｓ.ｏｒｇ肖桂青ꎬ女ꎬ副教授ꎬ研究方向为植物生物化学与分子生物学ꎮＴｅｌ:137****8318ꎬE￣mail:ｘｈｘｇｑ２２＠１６３.ｃｏｍ减少农田土壤氮损失的微生物调控技术研究进展许冬宁１ꎬ吴晓青２ꎬ周方园２ꎬ范素素２ꎬ张新建２∗ꎬ肖桂青１∗ꎬ王加宁２(１.湖南农业大学生物科学技术学院ꎬ湖南长沙４１０１２８ꎻ２.齐鲁工业大学(山东省科学院)山东省科学院生态研究所山东省应用微生物重点实验室ꎬ山东济南２５０１０３)摘要:氮肥为现代农业生产提供了作物生长需求的氮素ꎬ但长期不合理施用氮肥造成资源浪费㊁经济损失和影响深远的环境问题ꎮ微生物在氮素循环中发挥重要作用ꎬ值得研究总结ꎮ基于已有研究成果ꎬ归纳土壤氮素循环中的固氮㊁硝化㊁反硝化㊁氨化和同化/异化作用等重要微生物驱动过程及机制ꎻ归纳了微生物技术调控农业氮损失旨在提升农业环境可持续性的策略包括增加氮固定㊁减少温室气体排放㊁控制氮素流失和氨挥发等ꎮ这些策略展示了微生物在减少氮肥依赖和提高作物产量中的应用潜力ꎬ同时也指出了实现田间有效应用的研究局限和技术挑战ꎮ关键词:农田土壤ꎻ氮素循环ꎻ氮素损失ꎻ微生物调控ꎻ氮肥减施增效中图分类号:Ｑ９３㊀㊀㊀文献标志码:Ａ㊀㊀㊀文章编号:１００２￣４０２６(２０２４)０２￣０１１７￣１０开放科学(资源服务)标志码(ＯＳＩＤ):ＲｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓｏｎｍｉｃｒｏｂｉａｌｒｅｇｕｌａｔｉｏｎｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓｔｏｒｅｄｕｃｅｎｉｔｒｏｇｅｎｌｏｓｓｉｎａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｓｏｉｌｓＸＵＤｏｎｇｎｉｎｇ１ꎬＷＵＸｉａｏｑｉｎｇ２ꎬＺＨＯＵＦａｎｇｙｕａｎ２ꎬＦＡＮＳｕｓｕ２ꎬＺＨＡＮＧＸｉｎｊｉａｎ２∗ꎬＸＩＡＯＧｕｉｑｉｎｇ１∗ꎬＷＡＮＧＪｉａｎｉｎｇ２(１.ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＢｉｏｓｃｉｅｎｃｅａｎｄＢｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙꎬＨｕｎａｎＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＣｈａｎｇｓｈａ４１０１２８ꎬＣｈｉｎａꎻ２.ＳｈａｎｄｏｎｇＰｒｏｖｉｎｃｉａｌＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＡｐｐｌｉｅｄＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙꎬＥｃｏｌｏｇｙＩｎｓｔｉｔｕｔｅꎬＱｉｌｕＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ(ＳｈａｎｄｏｎｇＡｃａｄｅｍｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅｓ)ꎬＪｉｎａｎ２５０１０３ꎬＣｈｉｎａ)ＡｂｓｔｒａｃｔʒＮｉｔｒｏｇｅｎｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒｓｐｒｏｖｉｄｅｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｎｅｃｅｓｓａｒｙｆｏｒｃｒｏｐｇｒｏｗｔｈｉｎｍｏｄｅｒｎａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎꎬｂｕｔｔｈｅｉｒｅｘｃｅｓｓｉｖｅｕｓｅｉｎｔｈｅｌｏｎｇｔｅｒｍｌｅａｄｓｔｏｗａｓｔｅｏｆｒｅｓｏｕｒｃｅｓꎬｅｃｏｎｏｍｉｃｌｏｓｓｅｓａｎｄｐｒｏｆｏｕｎｄｎｅｇａｔｉｖｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｉｍｐａｃｔｓ.Ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｐｌａｙａｃｒｉｔｉｃａｌｒｏｌｅｉｎｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｃｙｃｌｅꎻｔｈｅｒｅｆｏｒｅꎬｔｈｅｒｅｉｓａｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｎｅｅｄｆｏｒｆｕｒｔｈｅｒｒｅｓｅａｒｃｈｉｎｔｈｉｓｆｉｅｌｄ.Ｈｅｒｅꎬｗｅｓｕｍｍａｒｉｚｅｏｕｒｆｉｎｄｉｎｇｓｏｎｔｈｅｍｅｃｈａｎｉｓｍｓａｎｄｐｒｏｃｅｓｓｅｓｂｙｗｈｉｃｈｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｄｒｉｖｅｔｈｅｓｏｉｌｎｉｔｒｏｇｅｎｃｙｃｌｅꎬｉｎｃｌｕｄｉｎｇｎｉｔｒｏｇｅｎｆｉｘａｔｉｏｎꎬｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎꎬｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎꎬａｍｍｏｎｉｆｉｃａｔｉｏｎꎬａｎｄｎｉｔｒｏｇｅｎａｓｓｉｍｉｌａｔｉｏｎ/ｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｉｏｎ.Ｗｅｆｕｒｔｈｅｒｓｕｍｍａｒｉｚｅｍｉｃｒｏｂｉａｌｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓａｎｄｓｔｒａｔｅｇｉｅｓｆｏｒｍｉｔｉｇａｔｉｎｇａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｎｉｔｒｏｇｅｎｌｏｓｓａｎｄｉｍｐｒｏｖｉｎｇａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｓｕｓｔａｉｎａｂｉｌｉｔｙꎬｓｕｃｈａｓｎｉｔｒｏｇｅｎｆｉｘａｔｉｏｎꎬｇｒｅｅｎｈｏｕｓｅｇａｓｅｍｉｓｓｉｏｎｒｅｄｕｃｔｉｏｎꎬｎｉｔｒｏｇｅｎｂｉｏｒｅｔｅｎｔｉｏｎꎬａｎｄａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ.Ｔｈｅｓｅｓｔｒａｔｅｇｉｅｓｉｌｌｕｓｔｒａｔｅｔｈｅｐｏｔｅｎｔｉａｌｏｆｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｉｎｒｅｄｕｃｉｎｇｔｈｅｄｅｐｅｎｄｅｎｃｅｏｎｎｉｔｒｏｇｅｎｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒｓａｎｄｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｃｒｏｐｙｉｅｌｄｓꎬｗｈｉｌｅａｌｓｏｈｉｇｈｌｉｇｈｔｉｎｇｔｈｅｃｈａｌｌｅｎｇｅｓｏｆｒｅｓｅａｒｃｈａｎｄｅｆｆｅｃｔｉｖｅｆｉｅｌｄａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｏｆｔｈｅｓｅｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓʒａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｓｏｉｌｓꎻｓｏｉｌｎｉｔｒｏｇｅｎｃｙｃｌｉｎｇꎻｓｏｉｌｎｉｔｒｏｇｅｎｌｏｓｓꎻｍｉｃｒｏｂｉａｌｒｅｇｕｌａｔｉｏｎꎻｎｉｔｒｏｇｅｎｆｅｒｔｉｌｉｚｅｒｕｓｅｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ㊀㊀随着世界人口的不断增长ꎬ人们对粮食的需求也不断增加ꎬ氮肥为提高作物产量和保障粮食安全做出了巨大贡献ꎮ氮素是构成ＤＮＡ㊁蛋白质㊁酶等有机分子不可或缺的元素ꎬ也是生命体得以生存和繁衍的关键营养物质ꎮ在生物组织的所有化学元素中ꎬ氮素仅次于氧㊁碳和氢ꎮ在现代农业生产系统中ꎬ为满足作物对氮素的生长需求ꎬ施用氮肥已成为提高作物生产力的有效途径ꎮ但是氮肥长期不合理施用ꎬ造成主要作物种植系统的氮素利用效率较低ꎬ一般在３０％~５０％[１]ꎬ也对全球气候变化和生态环境安全造成了严重的负面影响ꎬ约有５０％的肥料氮以氨(ＮＨ３)挥发㊁氮转化过程释放出的各种气体(ＮＯ２㊁ＮＯ㊁Ｎ２Ｏ和Ｎ２)以及硝酸盐(ＮＯ－３)和亚硝酸盐(ＮＯ－２)淋失等形式排放至大气㊁深层土壤或水体中ꎮ上述氮损失途径ꎬ不仅造成了资源浪费和经济损失ꎬ也对环境健康构成威胁ꎮ例如ꎬＮＨ３是空气中唯一的碱性气体ꎬ会与ＳＯ２和ＮＯｘ等酸性物质反应生成氨气溶胶ꎬ是雾霾中ＰＭ２.５的主要贡献者[２]ꎻＮ２Ｏ是重要的温室气体之一ꎬ温室效应是ＣＯ２的３００倍以上ꎻＮＯ－３不易被土壤吸附ꎬ非常容易淋溶流失ꎬ造成水体的富营养化ꎬ导致藻华爆发和生物多样性丧失[３]ꎮ微生物在氮素形态的转化过程中发挥着重要的作用ꎮ大气中的氮气(Ｎ２)是氮元素的最大储存库ꎬ然而只有少量的固氮细菌或真菌能够直接利用它ꎬ其他生命体则依赖于活性更强的氧化态氮和还原态氮(统称为活性氮)来满足其需求ꎮ土壤中氮素在微生物的作用下通过以下过程进行有序循环:Ｎ２通过固氮作用(ｎｉｔｒｏｇｅｎｆｉｘａｔｉｏｎ)ꎬ转化形成ＮＨ３ꎬＮＨ３经过同化作用(ａｓｓｉｍｉｌａｔｉｏｎ)转化成有机氮ꎬ有机氮经过氨化作用(ａｍｍｏｎｉｆｉｃａｔｉｏｎ)降解形成ＮＨ＋４ꎬ随后通过硝化作用(ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ)转化成ＮＯ－２和ＮＯ－３ꎬ再通过反硝化作用(ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ)转换成Ｎ２Ｏ或者Ｎ２ꎬ或者通过硝酸盐异化还原成为ＮＨ＋４(ｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙｎｉｔｒａｔｅｒｅｄｕｃｔｉｏｎｔｏａｍｍｏｎｉｕｍꎬＤＮＲＡ)ꎬＮＯ－２与ＮＨ＋４在厌氧氨氧化作用(ａｎａｅｒｏｂｉｃａｍｍｏｎｉｕｍｏｘｉｄａｔｉｏｎꎬＡＮＡＭＭＯＸ)下形成Ｎ２[３￣４]ꎮ通过了解氮循环的过程以及微生物在氮循环中发挥的主要作用ꎬ研究者尝试直接利用微生物调控氮素转化过程ꎬ或者利用物理化学手段对微生物活动进行干预ꎬ以实现对氮素转化的间接调控ꎮ这些技术可以通过改善土壤环境ꎬ减少氮素的流失和排放ꎬ达到节约资源㊁减少环境污染的目的ꎮ尽管微生态调控技术的研究和应用已经取得了一定的进展ꎬ但由于氮循环的微生物驱动机制非常复杂ꎬ人们对微生物在控制氮损失过程中的重要性认识不足ꎬ导致目前基于微生物控制农田土壤氮损失的规模化应用的案例较少ꎮ本文从农田土壤氮素循环中重要的微生物驱动机制和利用微生物控制主要氮损失途径两个方面进行综述ꎬ以期为推动微生物技术在氮肥减施增效和防治面源污染领域的应用提供理论参考ꎮ１㊀微生物与土壤氮素循环目前ꎬ活性氮的主要来源是通过固氮作用将大气中的氮气固定下来ꎬ包括闪电作用下的自然固氮㊁陆地或水生系统中的生物固氮以及人工合成固氮[４]ꎮ无论是哪种固氮作用ꎬ都需要微生物的参与才能实现氮素的转化ꎬ并使其能被生物体吸收利用ꎮ实际上ꎬ氮素转化是氮元素在－３价和＋５价之间的一系列氧化还原反应ꎮ不同类型的微生物(如细菌㊁真菌和古菌)可能会参与一个或多个过程ꎬ而且它们的代谢途径也是多种多样的ꎮ根据氮素转化的类型ꎬ土壤氮素循环主要包括以下几个重要的过程:固氮作用㊁硝化作用㊁反硝化作用㊁氨化作用㊁同化/异化作用ꎮ１.１㊀固氮作用固氮作用(ｎｉｔｒｏｇｅｎｆｉｘａｔｉｏｎ)是指微生物通过自生固氮㊁共生固氮和联合固氮等方式ꎬ将大气中的氮气转化为氨的过程ꎮ这些微生物拥有固氮酶ꎬ能够在常温常压下将Ｎ２还原成ＮＨ３ꎮ目前已经发现ꎬ有超过１００个属的细菌和古菌中都存在固氮微生物ꎬ包括好氧和厌氧的固氮细菌㊁蓝细菌以及与豆科植物共生的根瘤菌和与非豆科植物共生的放线菌等ꎮ其中ꎬ根瘤菌与豆科植物共生体系的固氮能力最为强大[５]ꎮ固氮酶主要有３种类型:钼－铁(ＭｏＦｅ)㊁钒－铁(ＶＦｅ)和铁－铁(ＦｅＦｅ)ꎮ它们具有相似的序列㊁结构和功能特性ꎬ但金属辅因子不同ꎮ所有的固氮酶都由催化和电子转运两部分组成ꎬ以铁㊁钒和钼等为活性中心的催化部分其编码基因分别为ａｎｆＤＧＫ㊁ｖｎｆＤＧＫ和ｎｉｆＤＫꎮ另外ꎬｎｉｆＨ㊁ａｎｆＨ和ｖｎｆＨ基因编码含铁的电子转运蛋白ꎬ其中ｎｉｆＨ基因常作为检测固氮微生物的标记基因[４]ꎮ１.２㊀硝化作用硝化作用(ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ)是在需氧条件下ＮＨ３或ＮＨ＋４向硝酸盐(ＮＯ－３)转化的一系列氧化过程ꎮ硝化过程主要涉及３个氮素转化的阶段:第一步ꎬＮＨ３或ＮＨ＋４转化成羟胺(ＮＨ２ＯＨ)ꎬ该过程主要由氨氧化细菌(ＡＯＢ)或氨氧化古菌(ＡＯＡ)中的氨单加氧酶(ＡＭＯ)催化[６]ꎮ在ＡＯＢ中ꎬＡＭＯ包含由ａｍｏＡ㊁ａｍｏＢ和ａｍｏＣ基因编码的３个多肽亚基ꎮ根据预测ꎬａｍｏＡ和ａｍｏＣ被认为是内膜蛋白ꎬ而周质ａｍｏＢ可能包含一个铜催化的活性位点ꎬ因此ꎬ铜被认为在氨氧化中发挥重要的作用[７]ꎮ第二步ꎬ羟胺通过羟胺氧化还原酶(ＨＡＯ)酶转化为亚硝酸盐(ＮＯ－２)ꎬ在ＡＯＢ中ꎬＨＡＯ酶中的活性位点是铁血红素Ｐ４６０ꎬ因此不易受到Ｃｕ螯合剂的抑制ꎮ在ＡＯＡ中没有发现ＨＡＯ的同源蛋白ꎬ因此ＡＯＡ的氨氧化途径还不太清楚[８]ꎮ第三步ꎬ亚硝酸盐(ＮＯ－２)转化成硝酸盐(ＮＯ－３)ꎬ该过程由亚硝酸盐氧化细菌㊁光能利用菌㊁厌氧氨氧化细菌中的亚硝酸盐氧化还原酶(ＮＸＲ)催化完成[９]ꎮ１.３㊀反硝化作用反硝化作用(ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ)是微生物在缺氧条件下ꎬ还原硝酸盐ꎬ释放出分子态氮(Ｎ２)或氮氧化合物(ＮＯ㊁Ｎ２Ｏ)的过程ꎮ主要的反硝化过程由４种主要酶催化ꎬ分别是硝酸盐还原酶(ＮＡＲ)或周质硝酸盐还原酶(ＮＡＰ)㊁亚硝酸盐还原酶(ＮＩＲ)㊁一氧化氮还原酶(ＮＯＲ)和氧化亚氮还原酶(ＮＯＳ)ꎮ在第一步中ꎬＮＡＲ或ＮＡＰ是钼酶ꎬ分别由ｎａｒ和ｎａｐ基因编码ꎬ将硝酸盐还原为亚硝酸盐[１０]ꎮ在第二步中ꎬ厌氧细菌通过硝酸盐还原酶(ＮＩＲ)将ＮＯ－２在缺氧条件下转化为ＮＯꎮ它是反硝化作用的标志性反应ꎬ也是最重要的限速步骤ꎮＮＩＲ基因包括ＮｉｒＳ和ＮｉｒＫ两种类型ꎬ前者包含由ｎｉｒＳ编码的血红素－细胞色素和血红素ｃｄ１(ｃｄ１￣ＮＩＲ)活性中心位点ꎬ后者包含由ｎｉｒＫ编码包含铜(Ｃｕ￣ＮＩＲ)活性中心位点[１１]ꎮ在第三步中ꎬ细菌㊁古菌和真菌利用一氧化氮还原酶(ＮＯＲ)ꎬ将ＮＯ还原为Ｎ２Ｏꎮ已发现３种类型的ＮＯＲꎬ即细胞色素ｃ依赖型(ｃＮＯＲ)㊁醌依赖的(ｑＮＯＲ)和含铜的ｑＣｕＮＯＲ[１２]ꎮ在反硝化过程的最后一步ꎬＮ２Ｏ通过末端氧化还原酶还原为Ｎ２ꎬ这是由ＮＯＳ完成的ꎮＮＯＳ位于多种变形菌门细菌的周质ꎬ由ｎｏｓ基因簇编码ꎬ其３种转录本分别为ｎｏｓＺ㊁ｎｏｓＲ和ｎｏｓＤＦＹＬ[１３]ꎮ１.４㊀氨化作用氨化作用(ａｍｍｏｎｉｆｉｃａｔｉｏｎ)又叫脱氨作用ꎬ微生物分解有机含氮化合物产生铵态氮(氨气等)的过程ꎮ土壤中的各种动植物残体和有机肥ꎬ包括堆肥㊁绿肥和厩肥都含有丰富的含氮有机物ꎬ含氮有机物主要为蛋白质㊁多肽㊁核酸㊁肽聚糖㊁几丁质等ꎬ也有少量水溶性有机含氮化合物ꎬ如氨基酸㊁氨基糖和尿素等ꎮ除可溶性氨基酸外ꎬ这些物质都不能被植物直接吸收ꎬ必须经过微生物分解ꎬ将ＮＨ＋４释放出来ꎬ才能供植物利用ꎮ氨化作用是土壤氮素转化的起点ꎬ也是有机氮化合物转化为植物可以直接吸收利用的氮形态的关键一步[１４]ꎬ因此ꎬ氨化作用对于土壤氮素的转化和循环过程意义重大ꎮ很多细菌和真菌具有这一作用ꎬ这些微生物可以分泌蛋白酶㊁脲酶㊁核酸酶㊁角质酶等ꎬ在细胞外将含氮有机物分解为多肽㊁氨基酸和氨等ꎮ土壤中有机态氮矿化分解释放出的氮素被认为是土壤矿质态氮的直接补给源ꎬ土壤氮素的矿化过程对于土壤－植物系统氮素的转化与循环具有关键性的作用[１５]ꎮ１.５㊀同化/异化作用同化/异化作用主要指硝酸盐(ＮＯ－３)经过中间体亚硝酸盐(ＮＯ－２)还原为铵(ＮＨ＋４)的过程[４]ꎮ同化硝酸盐还原产铵作用(ａｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙｎｉｔｒａｔｅｒｅｄｕｃｔｉｏｎｔｏａｍｍｏｎｉｕｍꎬＡＮＲＡ)ꎬ是指ＮＯ－３由同化硝酸盐还原酶(ＮＡＳ)催化生成ＮＯ－２ꎬ再由同化亚硝酸盐还原酶(ｃＮＩＲ)催化还原成ＮＨ＋４ꎬ最后ＮＨ＋４形成生物量氮(如氨基酸或蛋白质)的过程ꎮ异化硝酸盐还原产铵作用(ｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙｎｉｔｒａｔｅｒｅｄｕｃｔｉｏｎｔｏａｍｍｏｎｉｕｍꎬＤＮＲＡ)ꎬ是指ＮＯ－３由膜结合硝酸盐还原酶(ＮＡＲ)或质周硝酸盐还原酶(ＮＡＰ)催化产生ＮＯ－２ꎬ再由周质细胞色素ｃ亚硝酸盐还原酶(ｃｃＮＩＲ)㊁八面体血红素亚硝酸盐还原酶(ＯＮＲ)或八面体血红素连四硫酸盐还原酶(ＯＴＲ)催化还原成ＮＨ＋４[３ꎬ１６]ꎮＡＮＲＡ与ＤＮＲＡ的区别主要在于:ＡＮＲＡ涉及的ＮＡＳ位于细胞质中ꎬＮＯ－３同化需要通过ＡＴＰ依赖性转运体将ＮＯ－３转运到细胞内ꎬ是耗能过程ꎬＡＮＲＡ产生的ＮＨ＋４全部用于生物量氮的合成ꎬ但ＮＡＳ的表达在富铵的环境(例如施肥的土壤)中受到抑制ꎮ而ＤＮＲＡ是产能过程ꎬ该过程产生的ＮＨ＋４可部分用于生物量氮的合成ꎬ研究表明ꎬＤＮＲＡ可将土壤中３.９％~８４.４％的ＮＯ－３转化为ＮＨ＋４ꎬ对降低Ｎ２Ｏ排放量㊁减少氮肥损失和面源污染具有重要作用[１６￣１７]ꎮ尽管ＮＯ－３ңＮＯ－２ңＮＨ＋４是目前报道最多的ＤＮＲＡ途径ꎬ但是随着研究的不断深入ꎬ一些新的ＤＮＲＡ途径也逐渐被发现ꎬ对这些途径的代谢机制有待进一步阐明[１６]ꎮ２㊀利用微生物对氮损失的调控２.１㊀利用固氮菌增加氮固定、减少氮肥施用生物固氮研究始于１９世纪８０年代ꎬ迄今已有近１４０年的历史ꎮ目前ꎬ固氮菌剂主要应用于替代或补充合成氮肥ꎬ从源头上减少氮损失ꎮ据估计ꎬ农业生态系统中的生物固氮每年约有５０~７０Ｔｇ[１８]ꎬ而每年来自人工合成的总氮量约为２１０Ｔｇ[１９]ꎮ虽然豆科植物与根瘤菌的共生关系历来是大部分生物固氮的来源[１８]ꎬ但近年来人们对利用微生物接种提高非豆科作物固氮水平的兴趣激增ꎮ目前ꎬ已在农业生产上应用的固氮微生物有内共生固氮和根际联合固氮两种ꎮ以内共生固氮菌作为微生物接种剂的重要用途就是在豆科植物栽培中优化根瘤内的固氮作用ꎮ大豆慢生根瘤菌(Ｂｒ.ｊａｐｏｎｉｃｕｍ)是一种受欢迎的大豆生物肥料ꎬ在宿主植物自身没有常驻内共生菌的情况下尤其有效[２０]ꎮ内共生结瘤微生物固氮效率高ꎬ通常每年固氮量为７５~３００ｋｇ/ｈａꎬ可为豆科植物生长提供１００％的氮素来源[２１]ꎮ一些研究表明ꎬＢｒ.ｊａｐｏｎｉｃｕｍ与其他微生物如放线菌[２２]㊁枯草芽孢杆菌(Ｂａ.ｓｕｂｔｉｌｉｓ)㊁苏云金芽孢杆菌(Ｂａ.ｔｈｕｒｉｎｇｉｅｎｓｉｓ)[２３]和巴西固氮螺菌(Ａｚｏｓｐｉｒｉｌｌｕｍｂｒａｓｉｌｅｎｓｅ)[２４]联合施用ꎬ可以增强其固氮作用ꎮ虽然用内共生固氮菌接种豆科植物通常会增加固氮作用ꎬ但有时也会因为与土著根瘤菌群落的竞争以及与宿主的相容性差等原因ꎬ导致施用效果不稳定[１]ꎮ根际联合固氮菌广泛分布于非豆科作物的根际ꎬ能紧密结合作物根表或侵入根内生长和固氮ꎬ近年来被广泛研究用作微生物接种剂以减少玉米㊁小麦和水稻等粮食作物对氮肥的需求ꎬ在节肥增产方面表现出巨大的应用潜力ꎮ例如ꎬ研究发现在玉米[２５￣２６]㊁水稻和小麦根系中接种固氮菌单菌株或复合菌群可以增加固氮[１]ꎮ在玉米中ꎬ施用菌群的固氮作用大约是单株菌的２倍[２６]ꎮ另一方面ꎬ由于根际联合固氮微生物不能形成根瘤等共生结构ꎬ固氮作用受宿主根际胁迫因子如干旱㊁盐碱等影响非常大ꎬ导致固氮效率比较低下ꎬ通常每年固氮量为１~５０ｋｇ/ｈａ[２１]ꎮ固氮菌葡萄糖醋杆菌(Ｇｌｕｃｏｎａｃｅｔｏｂａｃｔｅｒｄｉａｚｏｔｒｏｐｈｉｃｕｓ)在市场推广后ꎬ在稻米中施用推荐氮肥用量的５０％ꎬ产量反而提高了２９％[２７]ꎮ为了能够推动固氮菌剂在农业中大规模应用ꎬ固氮菌必须能够在田间环境中生存ꎬ并保持较高水平的固氮以及与作物的互利共栖关系ꎮ生物固氮作用在代谢上是一个高度耗能的还原过程ꎬ固氮酶对氧气高度敏感ꎬ遇氧会不可逆地失活ꎬ而且固氮产物ＮＨ＋４会对固氮基因的表达产生反馈抑制ꎬ在田间施肥条件下ꎬ高浓度的ＮＨ＋４会抑制固氮作用ꎮ目前ꎬ提高根际联合固氮效率㊁扩大根瘤菌寄主范围㊁提高固氮酶对ＮＨ＋４的耐受性等目标已成为生物固氮研究的前沿领域和优先发展方向[２１ꎬ２８]ꎮ近期研究还关注了丛枝菌根真菌(ａｒｂｕｓｃｕｌａｒｍｙｃｏｒｒｈｉｚａｌｆｕｎｇｉꎬＡＭＦ)通过对固氮菌的空间迁移ꎬ加强了植物与固氮菌等益生菌之间的关联性ꎮ例如ꎬ固氮根瘤菌Ｂｒ.ｄｉａｚｏｅｆｆｉｃｉｅｎｓＵＳＤＡ１１０可通过ＡＭＦ真菌Ｇｌｏｍｕｓｆｏｒｍｏｓａｎｕｍ产生的外生菌丝网(ＥＲＭ)将根瘤菌迁移至根系定植并产生根瘤[２９]ꎮ２.２㊀减少氧化亚氮的释放氧化亚氮(Ｎ２Ｏ)是一种强效温室气体ꎬ是臭氧层消耗的主要原因之一ꎬ在大气中的寿命为１１４年ꎮ虽然Ｎ２Ｏ仅占温室气体排放总量的０.０３％左右ꎬ但根据其辐射能力ꎬ其造成全球变暖的潜力估计是ＣＯ２的３００倍ꎮ目前认为ꎬ人类活动每年排放Ｎ２Ｏ的总量为６.７Ｔｇ(以Ｎ计)ꎬ主要来源是农业生产ꎬ约占Ｎ２Ｏ排放总量的６０％ꎮ随着农业的不断扩大和集约化ꎬ这一比例可能会增加[３０]ꎮ产生Ｎ２Ｏ的微生物过程有多条途径ꎬ不同过程对Ｎ２Ｏ净排放的相对贡献受微生物群落和环境条件的影响[２９]ꎮ在农田土壤中ꎬＮ２Ｏ主要通过两种途径产生:作为铵的不完全氧化(硝化菌反硝化)和亚硝酸盐的不完全还原(反硝化)的副产物ꎮ此外ꎬ生物与非生物耦合的化学反硝化过程也会产生Ｎ２Ｏ排放[１ꎬ３１]ꎮ针对Ｎ２Ｏ产生途径ꎬ可以采取不同的策略来调控Ｎ２Ｏ排放ꎮ在硝化菌反硝化产生Ｎ２Ｏ的过程中ꎬ微生物群落构成起着核心作用ꎮ每摩尔铵通过氨氧化古菌(ＡＯＡ)产生的Ｎ２Ｏ少于氨氧化细菌(ＡＯＢ)[３２]ꎬ因此ꎬＡＯＢ对ＡＯＡ的平衡在富铵的肥沃土壤中具有重要意义ꎮ随着土壤铵含量的升高ꎬＡＯＢ会增加Ｎ２Ｏ产量[３０]ꎬ而通常ＡＯＡ只能在低铵条件下通过非生物反应产生Ｎ２Ｏ[３３]ꎮ因此ꎬ研究者提出通过利用靶向ＡＯＢ的硝化抑制剂３ꎬ４￣二甲基吡唑磷酸(ＤＭＰＰ)选择性抑制ＡＯＢꎬ增加ＡＯＡ对ＡＯＢ的相对丰度ꎬ来减少Ｎ２Ｏ的产生[３４]ꎮ此外ꎬ植物促生菌剂能改变ＡＯＡ与ＡＯＢ菌群丰度比值ꎬ例如ꎬ向盆栽油菜土壤接种解淀粉芽孢杆菌(Ｂａ.ａｍｙｌｏｌｉｑｕｅｆａｃｉｅｎｓ)可提高二者菌群丰度比值ꎬ与对照相比ꎬ使Ｎ２Ｏ净排放量降低５０％[３５]ꎮ虽然反硝化微生物可以产生Ｎ２Ｏꎬ但表达Ｎ２Ｏ还原酶(由ｎｏｓＺ编码)的微生物可以将Ｎ２Ｏ还原为Ｎ２ꎬ形成Ｎ２Ｏ的汇ꎮ因此ꎬ减少Ｎ２Ｏ排放的另一个策略是增加Ｎ２Ｏ还原菌的丰度ꎮ一般在大豆中施用Ｂｒ.ｊａｐｏｎｉｃｕｍ是为了增强固氮作用ꎬ然而ꎬ一些根瘤菌菌株也具有反硝化能力ꎬ当Ｎ２Ｏ和ＮＯ－３同时存在时ꎬ那些表达Ｎ２Ｏ还原酶的Ｂｒ.ｊａｐｏｎｉｃｕｍ菌株优先还原Ｎ２Ｏ[３６]ꎮ在田间试验中ꎬ添加具有ｎｏｓＺ基因的Ｂｒ.ｊａｐｏｎｉｃｕｍ菌株降低了大豆田收获后Ｎ２Ｏ的排放[３７]ꎮ这些特性可能使具有ｎｏｓＺ基因的根瘤菌成为大豆栽培的理想接种剂ꎬ因为这些菌株既能固定氮又能减少Ｎ２Ｏ的排放ꎮ此外ꎬ许多微生物接种剂不具有ｎｏｓＺ基因ꎬ但有些菌剂可以促进土壤微生物群落的变化ꎬ从而间接改变ｎｏｓＺ的相对丰度和Ｎ２Ｏ产量ꎮ如绿色木霉(Ｔｒｉｃｈｏｄｅｒｍａｖｉｒｉｄｅ)应用于空心菜(Ｉｐｏｍｏｅａａｑｕａｔｉｃａ)ꎬ改变了微生物群落结构ꎬ导致ｎｉｒＫ㊁ｎｉｒＳ和ｎｏｓＺ的相对丰度增加ꎬＮ２Ｏ产量显著降低[３８]ꎮ同样ꎬ解淀粉芽孢杆菌(Ｂａ.ａｍｙｌｏｌｉｑｕｅｆａｃｉｅｎｓ)的添加增加了土壤群落中ｎｏｓＺ的丰度ꎬ从而Ｎ２Ｏ排放量减少５０％[３５]ꎮ虽然利用微生物减少农业土壤Ｎ２Ｏ排放取得了一定的进展ꎬ但是由于产生Ｎ２Ｏ的生物和非生物网络非常复杂ꎬ而目前对微生物发挥功能的微生态机制了解十分有限ꎬ导致利用微生物控制Ｎ２Ｏ排放的技术还不成熟ꎬ相关的研究还需要加强ꎬ例如ꎬ研究发现许多在实验室中具有较高Ｎ２Ｏ还原活性的菌株在田间条件下不能减少农田土壤的Ｎ２Ｏ排放[３９]ꎮ２.３㊀控制硝酸盐的淋失在氮肥使用中被植物根系高效吸收的两种主要Ｎ形态是铵离子(ＮＨ＋４)和硝酸盐(ＮＯ－３)ꎮＮＨ＋４可直接用于合成谷氨酰胺ꎬ随后还可以合成其他氨基酸ꎮ而ＮＯ－３则需要通过同化作用转化为ＮＨ＋４后才能被利用ꎮ因此ꎬＮＨ＋４更为高效ꎬ可提高叶绿素㊁淀粉㊁单糖和氨基酸等重要作物参数的含量ꎮ此外ꎬＮＨ＋４还能促进根系分枝ꎬ增加养分吸收的表面积ꎮ而ＮＯ－３能刺激侧根伸长ꎬ以寻找更多养分ꎬ并对不同的信号传导途径产生更直接的影响ꎮ因此ꎬ使用两种氮形态的混合物有助于植物生长ꎮ在土壤中ꎬＮＯ－３不易附着于带负电的土壤颗粒上ꎬ很容易从土壤中淋出ꎬ进入水生生态系统ꎬ导致水体富营养化和藻类大量繁殖ꎮ因此ꎬ在田间ＮＨ＋４是更为高效的氮形态ꎬ但部分ＮＨ＋４会被氨氧化去除ꎬ转化为较不理想的ＮＯ－３[８]ꎮ如前所述ꎬ硝化作用在ＮＨ＋４转化为ＮＯ－３的过程中发挥着重要作用ꎬ氨氧化过程是硝化作用中的第一步和速率限制步骤[８]ꎬ该过程由氨单加氧酶(ＡＭＯ)催化ꎮ为减少氮损失和提高肥效ꎬ研究者根据ＡＭＯ的特点研发了硝化抑制剂ꎮ常见的硝化抑制剂有双氰胺(ＤＣＤ)㊁３ꎬ４￣二甲基吡唑磷酸(ＤＭＰＰ)㊁硝基吡啶等ꎬ这些抑制剂主要通过与ＡＭＯ竞争性结合㊁螯合ＡＭＯ催化位点中的Ｃｕ等方式发挥作用ꎮ使用硝化抑制剂已成为减少土壤ＮＯ－３淋失的重要措施之一ꎬ大样本分析数据表明ꎬ硝化抑制剂平均可显著减少４７％的ＮＯ－３淋失量[４０￣４１]ꎮＣｕｉ等[４２]在集约化菜田土壤中施用ＤＣＤꎬ发现施用ＤＣＤ后黄棕壤和潮土的ＮＯ－３淋失量分别减少了５８.５％和３６.２％ꎮ使用硝化抑制剂或尿素酶抑制剂可以有效延缓氨氧化和尿素水解的速率ꎬ从而减少氮肥的流失和挥发ꎮ这有助于提高土壤中氮素的利用效率ꎬ同时减少对环境的负面影响ꎮ另外ꎬ应用土壤改良剂如生物炭和石灰可以改善土壤结构和ｐＨꎬ促进微生物对氮的固定ꎬ增加土壤中氮的含量ꎬ有利于作物的吸收利用ꎮ精准农业管理则通过合理控制施肥的量㊁质㊁时㊁地ꎬ实现氮素供应和作物需求的同步ꎬ最大限度地提高氮肥利用效率ꎬ降低氮肥的浪费ꎮ故而在未来应用硝化抑制剂时ꎬ应考虑将其与土壤特性和主要硝化物相匹配ꎬ以增加土壤中氮的保持能力ꎬ减少氮的损失ꎮ这样可以有效提高作物的产量和氮素利用效率ꎬ同时实现农业生产的可持续发展ꎮ虽然抑制微生物氨氧化以减少Ｎ２Ｏ排放的研究已有较多报道ꎬ但微生物菌剂对ＮＯ－３淋失的影响却很少受到关注ꎮ在少数以改变硝化作用为目的的研究中ꎬ接种微生物增加了硝化作用ꎮ例如ꎬＡｎａｂａｅｎａｔｏｒｕｌｏｓａ㊁Ａｚｏｔｏｂａｃｔｅｒｓｐｐ.和Ｔ.ｖｉｒｔｕｏｓａ菌剂的不同组合提高了菊花根际的潜在硝化速率[４３]ꎬ接种真菌菌群的盆栽玉米的土壤和渗滤液中ＮＯ－３水平也显著升高[４４]ꎬ这些菌剂的效果高度依赖于土壤和作物品种类型ꎮ同一属的微生物对硝化过程可能产生不同的影响ꎬ例如ꎬ施用枯草芽孢杆菌确实达到了减少氨挥发和氮损失的目标效果ꎬ但它也增加了细菌ａｍｏＡ基因的相对丰度ꎬ以及硝化菌群的丰度[４５]ꎮ施用解淀粉芽孢杆菌可降低土壤硝酸盐浓度[３５]ꎬ含有Ｔ.ｖｉｒｔｕｏｓａ的菌群增加了潜在的硝化速率[４３]ꎬ但与单独施肥相比ꎬ同时施用Ｔ.ｖｉｒｉｄｅ和尿素的土壤硝酸盐水平较低[３８]ꎮ减少ＮＯ－３淋失可以采取的另一种途径是异化硝酸盐还原成铵(ＤＮＲＡ)ꎬ该过程可将ＮＯ－３和ＮＯ－２还原为ＮＨ＋４ꎬ允许在土壤生态系统中保留氮ꎮ研究表明ꎬＤＮＲＡ具有节能环保㊁降低Ｎ２Ｏ排放㊁节肥增效以及减少ＮＯ－３和ＮＯ－２污染的优点ꎬ因此越来越受到关注[１６]ꎮＤＮＲＡ在土壤氮素循环中发挥着重要作用ꎬ如Ｐａｎ等[４６]考察了干旱农田根际土壤和非根际土壤中硝态氮的异化还原过程ꎬ发现ＤＮＲＡ比反硝化过程起主导作用ꎮ尽管已发现了许多种具有ＤＮＲＡ功能的微生物ꎬ但是鲜有利用纯培养的ＤＮＲＡ微生物控制农田土壤ＮＯ－３淋失的报道ꎮ目前研究关注较多的是土壤性质㊁气候因素等环境条件对土壤ＤＮＲＡ的影响ꎬ但环境因子对ＤＮＲＡ速率的影响随生态系统的不同表现出较大差异ꎮ例如亚热带生态系统中ꎬ旱耕地㊁林地㊁水田和湿地生态系统中的ＤＮＲＡ速率不同ꎬ从大到小依次排序为湿地㊁旱耕地㊁水田㊁林地[１６￣１７]ꎮ另外研究发现ꎬ大约４０％的ＤＮＲＡ微生物携带至少一个反硝化基因ꎬ并且显示出较高的Ｎ２Ｏ生产潜力ꎬ证明ＤＮＲＡ微生物在氮循环中的多重作用[４７]ꎮ２.４㊀控制氨挥发农田氨挥发是土壤氮素循环中氮损失的主要途径之一ꎬ我国农田氮肥损失中氨挥发约占１１％ꎬ而在有利于氨挥发的条件下ꎬ氮肥的氨挥发损失率可高达４０％~５０％[４８]ꎮ农田土壤氨的产生主要来源于尿素水解和硝酸盐异化还原成铵的这两种过程[４９]ꎮ尿素是目前使用最多的氮肥ꎬ占我国氮肥总量的６０％ꎮ尿素造成的氨挥发占氮肥施用氨挥发总量的７５％ꎮ尿素施入土壤后ꎬ被微生物等来源的土壤脲酶催化分解产生ＣＯ２和ＮＨ＋４ꎬＮＨ＋４和ＯＨ－反应产生氨气[４９]ꎮ土壤脲酶是一类含镍的酰胺键水解酶ꎬ其活性位点包含由氨基甲酸酯桥连在一起的两个镍原子ꎮ根据脲酶的特点ꎬ人们研发了脲酶抑制剂以抑制土壤脲酶活性ꎬ从而减缓尿素向ＮＨ＋４的转化ꎮ按照作用方式ꎬ脲酶抑制剂的种类主要包括３种:(１)与脲酶的巯基基团反应的化合物ꎬ如氢醌㊁对苯醌等ꎻ(２)络合脲酶活性中心的镍原子ꎬ如乙酰羟肟酸㊁乙酰氧肟酸等ꎻ(３)与脲酶活性位点结合的竞争性抑制剂ꎬ如Ｎ￣丁基硫代磷酰三胺(ＮＢＰＴ)等[３９]ꎮＳｉｌｖａ等[５０]通过Ｍｅｔａ分析发现ꎬ单独施用尿素和ＮＢＰＴ＋尿素处理的累积ＮＨ３挥发损失量分别为施氮量的３１.０％和１４.８％ꎬ使用脲酶抑制剂可使尿素的ＮＨ３损失量减少５２％ꎮ徐丽萍等[５１]研究了ＮＢＰＴ与尿素硝酸铵溶液(ＵＡＮ)配施对灰漠土㊁潮土和红壤上氮素转化和氨挥发的影响ꎬ发现ＮＢＰＴ降低了３种类型土壤上施ＵＡＮ氮溶液后的氨挥发速率㊁氨挥发累积量和氨挥发总量ꎬ使氨挥发总量降低了１４.８９％~２１.２０％ꎮＤＮＲＡ是农田土壤中另外一个重要的氮来源ꎮ如前所述ꎬ增强ＤＮＲＡ作用是减少硝酸盐淋失和氧化亚氮排放的重要途径ꎬ但是从理论上讲ꎬＤＮＲＡ作用会提高ＮＨ＋４浓度ꎬ增加氨挥发ꎮ如研究发现ꎬ在温度高㊁电子供体充足和可利用ＮＯ－３浓度低的农田环境中ꎬＤＮＲＡ作用比反硝化作用更占主导地位ꎬ氨挥发损失更严重[４９]ꎮ因此需要根据氮损失的实际情况制订调控策略ꎬ如果氨挥发是氮损失的首要途径ꎬ可以通过提高硝化微生物的丰度增强硝化作用ꎬ将ＮＨ＋４转化为ＮＯ－３ꎬ减少土壤氨挥发ꎮ土壤ｐＨ是控制氨挥发的主导因素ꎬ碱性土壤更容易造成氨挥发ꎮ许多根际促生菌剂能够降低氨挥发峰值期间的土壤ｐＨꎬ从而减少氨气挥发ꎮ如在我国北方氨挥发较严重的碱性土壤上ꎬ研究绿色木霉㊁解淀粉芽孢杆菌和多黏类芽孢杆菌对土壤氨挥发的影响ꎬ结果表明ꎬ与单施尿素相比ꎬ所有供试的微生物菌剂处理均能减少土壤氨挥发ꎬ其中绿色木霉的控氨效果最好ꎬ氨挥发量比对照降低了４２.２１％ꎬ解淀粉芽孢杆菌和多黏类芽孢杆菌分别降低了２０.２８％和１３.８１％[５２]ꎮ然而ꎬ也有研究发现施用生物菌剂虽然能够提高作物产量ꎬ但是同时增加了氨气排放量[５３]ꎮ３㊀结论与展望长期不合理施用氮肥会导致资源浪费㊁经济损失以及对环境健康的威胁ꎬ包括空气污染㊁温室效应和水体富营养化等问题ꎮ微生物在农田土壤氮素循环中发挥着重要的作用ꎬ利用微生物调控氮素转化过程可以达到节约资源㊁减少环境污染的目的ꎮ微生物参与氮循环主要包括固氮作用㊁硝化作用㊁反硝化作用㊁氨化作用以及同化/异化作用等多个关键过程ꎬ这些过程包括大气中氮气的固定㊁氨的转化㊁硝酸盐的还原和氨的释放等ꎮ利用微生物对氮损失的调控是农业生产中的重要策略ꎬ通过接种内共生固氮菌和根际联合固氮菌等措施ꎬ可以增强固氮作用ꎬ并减少氮肥施用量ꎻ采用调控微生物群落结构和增加Ｎ２Ｏ还原菌的丰度等策略可以降低Ｎ２Ｏ的排放ꎻ使用硝化抑制剂和提高ＤＮＲＡ作用等途径可以减少硝酸盐的淋失ꎻ使用脲酶抑制剂和根际促生菌剂可以降低氨挥发ꎮ未来的研究需从以下几个方面进行理论技术及应用方面的探索:(１)深入了解微生物在氮素循环中的作用和机制ꎬ包括微生物种类㊁活性和相互作用ꎻ(２)从植物－微生物组互作角度ꎬ研究根系分泌物通过调节微生物群落结构和功能ꎬ从而影响氮的转化过程和作物对氮吸收的机制ꎮ(３)评估微生物应用的适用性ꎬ研究不同土壤类型㊁气候条件和作物种类对氮素调控微生物的适应性ꎬ以及微生物应用的效果变异性ꎻ(４)发展精准的土壤和微生物检测技术ꎬ采用更精准的技术来选择和评估特定菌种的效率和持久性ꎻ(５)长期监控和评估ꎬ在不同时间空间尺度上持续监控和评价微生物管理措施对土壤生态平衡㊁氮迁移转化以及氮污染的影响ꎻ(６)综合农田管理ꎬ将微生物管理措施与土壤管理㊁作物管理和水资源管理等其他农田管理方面结合起来ꎬ形成协同效应ꎬ优化氮循环ꎬ支持农业的可持续发展ꎮ。
15N同位素稀释法测定土壤氮素总转化速率研究进展程谊;蔡祖聪;张金波【期刊名称】《土壤》【年(卷),期】2009(041)002【摘要】同位素稀释法是测定土壤中N素总转化速率最重要的方法之一.自从上世纪50年代Kirkham 和 Bartholomew提出同位素稀释法的基本原理以后,随着分析技术的长足发展,一些更精确的分析和数值优化方法被广泛使用,N转化概念模型已经日益完善,使测定N的总转化速率成为现实,对土壤N素循环机制的深入研究提供了可能性.然而,15N标记方法研究土壤中N的总转化速率仍然存在较大的不确定因素.本文综述了15N同位素稀释法测定土壤N素总转化速率的原理和计算方法,以期推动同位素稀释法的研究和发展.【总页数】7页(P165-171)【作者】程谊;蔡祖聪;张金波【作者单位】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),南京,210008;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),南京,210008;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),南京,210008【正文语种】中文【中图分类】S153.61;S15【相关文献】1.用15N同位素稀释法和A值法测定不同氮肥水平... [J], Harda.,G;周先学2.采用15N同位素稀释法研究不同层次土壤氮素总转化速率 [J], 兰婷;韩勇;唐昊冶3.用同位素稀释法测定水田土壤氮素的有机化矿化速度 [J], 乌山和伸;伊尚武4.非豆科作物共生固氮的研究(Ⅲ)——~15N同位素稀释法测定小麦诱发根瘤的固氮作用 [J], 谢应先;陈婉华;陈廷伟;于代冠;姚允寅;陈明5.应用^(15)N稀释法测定土壤氮素初级转化速率的一些关键技术 [J], 王敬;张金波;蔡祖聪因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
2023年4月灌溉排水学报第42卷第4期Apr.2023Journal of Irrigation and Drainage No.4Vol.42文章编号：1672-3317（2023）04-0057-10基于HYDRUS-2D模型的滴灌土壤水氮动态模拟研究崔赫钊1，周青云1*，韩娜娜1，张宝忠2（1.天津农学院，天津300392；2.中国水利水电科学研究院流域水循环模拟与调控国家重点实验室，北京100083）摘要：【目的】探究河套灌区滴灌条件下玉米各生育期土壤水氮变化规律及不同灌水量对土壤硝态氮累积量的影响。
【方法】通过田间试验，设置高灌水量（D1：76mm）处理和低灌水量（D2：60mm）处理，分析土壤含水率和土壤氮素（铵态氮和硝态氮）的动态变化规律，利用HYDRUS-2D模型进行模拟验证与预测。
【结果】各处理灌水后土壤含水率呈增加趋势；而土壤铵态氮和硝态氮在灌水施肥后迅速升高，随后下降，D1处理和D2处理不同生育期0~10cm土层铵态氮量和硝态氮量的平均降幅分别为60.0%~62.0%和40.0%~46.7%。
拔节期、抽雄期和灌浆期各土层灌水后D1处理相比D2处理的土壤含水率分别增加了5.9%、8.0%和6.7%，而土壤铵态氮量和硝态氮量随着土层深度的增加而降低。
不同生育期硝态氮累积量为拔节期＞抽雄期＞灌浆期，随着生育期的推进，硝态氮累积量呈降低趋势。
土壤含水率及氮素模拟值与实测值的吻合度较高，R2、RMSE和d均介于合理范围内。
【结论】玉米生育期120mm的灌溉定额可有效降低0~60cm土层的硝态氮累积量，可降低硝态氮在60~100cm土层的积累量。
该研究可为当地灌区合理的水肥调控及灌溉制度的制定提供参考。
关键词：土壤含水率；铵态氮；硝态氮；数值模拟；HYDRUS-2D模型中图分类号：S27文献标志码：A doi：10.13522/ki.ggps.2022361OSID：崔赫钊,周青云,韩娜娜,等.基于HYDRUS-2D模型的滴灌土壤水氮动态模拟研究[J].灌溉排水学报,2023,42(4):57-66.CUI Hezhao,ZHOU Qingyun,HAN Nana,et al.Simulating Water and Nitrogen Dynamics in Drip-irrigated Soil Based on the HYDRUS-2D Model[J].Journal of Irrigation and Drainage,2023,42(4):57-66.0引言【研究意义】全球平均氮回收率为59%，近41%的氮在生态系统中损失[1]。
氮沉降对热带亚热带森林土壤氮循环微生物过程的影响研究进展一、内容简述本文综述了氮沉降对热带亚热带森林土壤氮循环微生物过程的影响。
介绍了氮沉降的增加及其对热带亚热带森林生态系统的潜在影响；从微生物分子生物学角度概述了土壤氮循环关键过程的研究，包括固氮、矿化、硝化和反硝化等；接着深入探讨了氮沉降对土壤微生物群落结构、多样性和功能的影响；总结了氮沉降对热带亚热带森林土壤氮循环微生物过程的正面和负面影响，并提出了未来研究方向。
氮沉降是大气中氮气在降水或干沉降过程中的释放，对生态系统产生重要影响。
热带亚热带森林作为地球上最丰富的生态系统之一，近年来受到了全球变化和人类活动带来的氮沉降增加。
氮沉降的增加可能会改变土壤氮循环过程，进而影响植物生长和生态系统功能。
微生物在土壤氮循环过程中起着关键作用，其群落结构和功能对氮沉降变化具有明显响应。
本研究利用高通量测序技术分析了氮沉降增加对热带亚热带森林土壤氮循环微生物群落结构的影响，发现氮沉降增加会导致土壤中固氮菌、矿化细菌和反硝化细菌等多种微生物类群的丰度发生变化。
1. 研究背景及意义在全球气候变化和人类活动的影响下，氮循环作为生态系统氮素的重要转化过程，对生态系统的生产力和功能起着至关重要的作用。
特别是在热带亚热带地区，由于其独特的生物群落和强烈的光温反应，氮循环过程表现出极高的效率和多样性。
随着氮沉降的增加，这一地区的森林土壤氮循环过程受到了深远的影响。
为了深入理解这种影响，揭示氮沉降与热带亚热带森林土壤氮循环微生物之间的相互作用机制，对于准确评估全球变化对生态系统功能的影响具有重要意义。
氮沉降是指大气中的氮气（N通过干湿沉降等途径进入地表和近地表的氮素形态。
随着工业化、交通和化石燃料的大量燃烧，氮气在大气中的浓度持续上升，导致越来越多的氮素以氮沉降的形式返回到生态系统。
在全球范围内，尤其是热带和亚热带地区，人为源的氮沉降已经成为氮循环的重要组成部分。
过量的氮沉降可能会导致土壤中氮素过量积累，进而引发一系列环境问题，如水体富营养化、土壤酸化等。
草地土壤非共生固氮微生物研究进展1. 非共生固氮微生物的研究进展非共生固氮微生物是指那些能够独立进行固氮作用的微生物，它们通过将空气中的氮气转化为植物可吸收的形式来满足植物的氮素需求。
随着对土壤生态系统的认识不断深入，非共生固氮微生物的研究也取得了显著的进展。
科学家们通过对非共生固氮微生物的基因组测序和比较分析，揭示了这些微生物在固氮过程中所发挥的关键作用。
研究发现某些细菌能够利用特殊的酶类将大气中的氨气转化为亚硝酸盐，再通过与根瘤菌的互作，将亚硝酸盐转化为植物可吸收的硝酸盐。
还有一些细菌能够利用特殊的光合色素参与固氮过程，从而提高土壤中氮素的生物利用率。
研究人员还发现了一些新型的非共生固氮微生物，这些微生物具有独特的固氮机制和生长特性，为农业生产提供了新的潜在资源。
有研究表明一种名为“铁锈杆菌”的细菌能够通过与豆科植物根瘤菌的共生关系实现固氮作用，同时还能产生具有抗菌活性的物质，对植物病害具有一定的防治效果。
非共生固氮微生物在土壤肥力提升方面也发挥着重要作用，适当增加土壤中的非共生固氮微生物数量可以提高土壤中氮素的生物可利用性，从而促进植物生长。
这些微生物还能分解有机残渣、降解污染物、改善土壤结构等，有助于提高土壤质量。
非共生固氮微生物在土壤生态系统中具有重要的功能和价值，随着对这些微生物的研究不断深入，相信未来会有更多的新发现和应用前景。
1.1 非共生固氮微生物的定义和分类非共生固氮微生物是指那些能够独立进行固氮作用，即利用无机氮源(如氨、亚硝酸盐等)合成有机氮化合物，从而为植物提供营养的微生物。
这些微生物在生态系统中具有重要作用，因为它们可以增加土壤中的氮含量，促进植物生长，维持生态平衡。
非共生固氮微生物可以根据其固氮作用的类型和途径进行分类。
根据固氮作用类型，非共生固氮微生物可以分为两类：一类是自由固氮菌，它们能够直接将无机氮转化为有机氮；另一类是固氨菌，它们通过与特定的细菌形成共生关系，共同完成固氮过程。
土壤氮循环是生态系统中一个至关重要的过程，涉及氮在无机和有机形态之间的转化以及生物体内的吸收、同化与矿化等步骤。
进行土壤氮循环实验研究时，通常会采用以下几种主要方法：
1. 测定土壤氮含量：
- 总氮量（TN）：通过凯氏定氮法或其他化学提取法来测定土壤中的总氮含量。
- 无机氮（IN）：包括铵态氮（NH₄₄-N）和硝态氮（NO₄₄-N），可通过离子色谱法、分光光度法等进行测定。
2. 微生物活性分析：
- 酶活性测定：例如测量参与氮循环关键步骤的酶，如氨单加氧酶（amoA）和亚硝酸盐氧化还原酶（NXR）编码基因的相关活性。
- 功能微生物群落结构分析：利用高通量测序技术分析参与氮固持、矿化、硝化、反硝化等过程的微生物种群。
3. 氮素转化动力学实验：
- 氮矿化率测定：通过添加标记的氮源（如¹₄N）并追踪其转化为植物可吸收形式的过程。
- 硝化与反硝化潜力测试：在厌氧或好氧条件下培养土壤
样本，以评估其硝化与反硝化作用的能力。
4. 生态氮足迹实验：
- 氮收支平衡计算：估算农田、森林、草地等生态系统单位面积内氮素的输入（肥料施用、大气沉降等）和输出（作物收获、径流流失等）。
5. 模型模拟：
- 利用数学模型模拟不同环境条件和管理措施对土壤氮循环的影响。
这些方法综合运用有助于深入理解土壤氮循环的各个环节，为农业施肥管理、环境污染控制和生态系统健康提供科学依据。
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 AResearch 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候因子等已知环境变量间的数据关系,采用统计方法,通过曲线拟合建立方程,以此进行外推,如Shaffer等[29]建立的NT RM.该模型主要用于评估土壤侵蚀对土地生产力、植物竞争、作物产量和水质的影响,较详细地模拟了水分和化学物质运移、作物生长、根系发展、田间管理效应、土壤C和N 动态、径流、土壤化学平衡等方面.本模型受美国农业部大平原系统研究单位支持和推广应用.在模拟N动态方面,该模型只适用于小时空尺度内N循环过程的定量研究,主要包括对矿化、腐殖化、硝化、尿素水解、植物吸收等过程的模拟.模型运行所需的参数较少,主要参数有土壤温度、土壤氧气含量、土壤水分含量、土壤pH值等.在N T RM模型的基础上,经过参数调整、修正和部分理论推导,发展成为N LEAP 和RZWQ M等机理模型,但土壤N硝化反应由最初的回归方程演变成机理的半阶方程[7,29].一般经验模型所需的参数较少,使用比较方便,应用较为广泛,但不能准确地反映土壤N的长期动态,有较强的地域性.机理模型则从N循环机理着手,研究各种环境因子对N循环过程的影响机理,如由英国洛桑试验站开发的SU NDIA L模型[2].该模型主要用于评估农业N循环对环境的影响.模型运行以周为步长,经过洛桑实验站长达150年定位试验的检验,证明该模型能较好地预测土壤中N长期动态,不适用于模拟土壤短期(1个月内) N动态.模型主要模拟了矿化、腐殖化、硝化、反硝化、氨挥发、植物吸收、硝酸盐淋失等过程.但氨挥发过程只模拟了肥料表施和衰老植物组分中氨的挥发,硝酸盐淋失也只模拟硝酸盐淋失至深层地下水这一过程.在有机N矿化过程中,该模型考虑了粘粒含量对矿化速率的影响.模型运行所需的参数主要包括周平均气温、田间最大持水量、最大有效持水量、土壤粘粒含量、基质组分中的C/N、各过程反应速率常数、作物目标产量等.通常机理模型理论性强,延展性好,可用于模拟土壤N长期动态,但模型运行所需参数较多,要求建模者对整个N循环过程都有深入的研究.早期土壤N模型以经验模型为主,近期则多为机理模型.单过程模型只考虑N循环中某一过程.国内N循环模型主要为单过程模型.多过程模型研究两个或多个N循环过程以及这些过程的相互关系.N循环过程多在土壤微生物驱动下进行,而微生物活动又依赖于土壤有机碳(作为微生物能源物质)的供应.因此,大多数N模型以C/N联合模型而存在,甚至是生态系统物质循环综合模型的子模型,如CERESN子模型、CENT U RY N子模型等.在N循环过程模型中,通常以零级动力学方程、一级动力学方程或米氏方程等作为模型的数学基础,根据N循环过程的影响因子,对模型进行调整和修正.零级动力学方程的微分形式可表示为:d y t/d t=-k0(1)一级动力学方程的微分形式可表示为:d y t/d t=-k1y(2)米氏方程的微分形式可表示为:d y t/d t=-u m y/(K s+Y)(3)其中,k0和k1分别为零级和一级动力学常数,u m为最大转化速度,K s为半饱和常数,d y t/d t为转化速率,Y为某N成分的含量(或浓度).20世纪60年代后,国际上建立了大量的土壤N模型,特别是随着计算机的广泛应用,土壤N循环模型有了长足的发展.其中影响较大的有:美国的N T RM、N LEAP、NC SO IL、DN DC、EP IC、CERES、CENT U RY、GL EAM S、RZW QM模型;英国的SU N DIAL模型;荷兰的SO IL N模型;丹麦的DAISY模型以及德国的CAN DY模型.这些模型各有其长处和不足,已有文献对此进行了介绍和比较[9,21,24],本文仅对这13种N循环模型进行简要的介绍(表1).4 土壤N循环过程模型模拟4 1 矿化和腐殖化过程大多数土壤N循环模型用一级动力学方程模拟土壤有机N的净矿化或净腐殖化.在N CSO IL模型[23]中,土壤基质按C/N和土壤有机质半减期(half life)分为4个组分(残体库、微生物库、中间库和稳定腐殖质库),每个库又分为易分解和难分解两部分,每组分有机N的矿化用一级动力学方程模拟,其微分形式为:d C/d t=min(f T,f W) N[S L k L C+(1-S L)h R C](4)其中,C是土壤基质碳含量,S L和(1-S L)分别为基质中易分解和难分解部分含量,k L和h R分别为相应的分解速率常数,f T和f W分别为温度和水分对矿化的影响因子, N为基于C/N的降低因子.土壤N净矿化或净腐殖化取决于基质残体库和微生物库C/N[23].各组分的分解速率常数、土壤温度、土壤最大持水量、基质C/N、基质中易分解与难分解比例、耕作措施等参数是模型运行所必需的,如耕作能提高土壤基质中间库易分解部分的比例[23].影响矿化和腐殖化过程的因子很多,模型大多模拟了土壤温度、土壤含水量(或土水势)、土壤通气状况、土壤有机碳含量和土壤C/N对该过程的影响[1,2,7,9,13,14,26],也有模型考虑了土壤微生物量[22,26,33,35]、碳磷比[11,35]、土壤容重[35]、土壤质地[26]、土壤离子强度[26]、木质素含量[26]等可能影响该过程的因子.4 2 硝化过程硝化过程可用零级、一级或米氏方程进行模拟.在N T RM模型中,最初用经验的回归方程表示硝化速率[7]: K=a+bT C NH4+c log10C NH3+dlo g10C NO3(5)其中,K为硝化反应速率,a、b、c、d均为常数,其值分别为4 64、1 62!10-3、0 238和-2 51,T为土壤温度,C NH4为土壤铵态氮含量,C NO3为基质硝态氮含量.经过修正,Shaffer 等[28]用机理性的半阶方程来表示硝化速率:d(NH4)/d t=[k1/2(NH4)1/2O2ex p(E a/k b T s)]/H+(6)220911期 唐国勇等:土壤氮素循环模型及其模拟研究进展表1 13个土壤N循环模型简介Table1Introduction to13s oil nitrogen cycling models模 型M odels模型简要描述Description of modelsNT RM该模型为经验模型,主要用于评估土壤侵蚀对土壤生产力、植物竞争、作物产量和水质的影响.该模型没有模拟环境因子等对N循环过程的影响,只适用于小时空尺度内N循环过程的定量研究.该模型未将土壤有机N进行分组,用回归方法建立了矿化过程、腐殖化过程、硝化过程、尿素水解、硝酸盐淋失过程的方程;植物吸收N与吸水量成线性关系[7,29]NLEAP该模型可模拟硝酸盐的淋失,用于评估水质,能与GIS结合.该模型以天为步长,适用于有机N中长期模拟预测.模型将土壤有机N分为3个组分库,其中矿化、腐殖化、反硝化、氨挥发、硝酸盐淋失过程用一级动力学方程模拟;用logistic曲线模拟作物吸N量;用零级动力学方程模拟硝化过程[30]S UNDIAL该模型主要用于评估土壤N循环对环境的影响.模型运行以周为步长,适用于土壤中长期N的预测.将土壤有机N分为3个组分库,用一级动力学方程模拟矿化过程、腐殖化过程、硝化过程;用土壤有机质分解产生CO2量的线性方程表示反硝化过程;氨气挥发量与铵态肥施入量呈线性关系;植物吸收过程用植物目标含N量表示[2]S OILN该模型主要用于评估施用N对环境的影响.早期版本中将土壤有机氮分为3个组分库.用一级动力学方程模拟矿化、腐殖化、硝化过程;用零级动力学方程模拟反硝化过程;用logistic曲线模拟植物吸N量,并模拟氨挥发过程和硝酸盐淋失过程[17]DAISY该模型主要用于评估农家肥、泥浆等含N化合物的施用对环境的影响[14,36].该模型以日为步长,适用于短期土壤N动态的模拟.早期版本中并未对土壤有机氮进行分组[14],新版本中将有机N分为6个库[36].用一级动力学方程模拟矿化和腐殖化过程;用米氏方程模拟硝化过程;植物吸N量取决于植物潜在需求和土壤供应量;也简单地模拟了硝酸盐淋失过程[14,16]CANDY该模型主要用于6类含N有机化合物的施用对环境的影响.模型中将土壤有机氮分为3个组分库,矿化过程、腐殖化过程用一级动力学方程模拟;反硝化过程与硝酸根浓度和有机碳量成比例;也简单地模拟了氨气挥发情况;硝化过程用米氏方程模拟[8]DNDC该模型用于模拟土壤C、N动态和痕量气体的排放.该模型将土壤有机氮分为3个组分库,跟踪有机碳、氮的逐级降解;由降解作用产生的可给态C、N,被输入硝化、脱氮及发酵子模型中,进而模拟有关微生物的活动及其代谢产物,包括几种温室气体的排放[19]NCSOIL该模型用于模拟土壤C、N循环,与其它模型不同的是在研究N循环机制中,该模型能同时模拟标记N和非标记N的去向.模型将土壤有机氮分成4个组分库.用米氏方程模拟矿化和腐殖化过程;用零级动力学曲线模拟硝化过程、反硝化过程;用logistic曲线模拟作物生长[23]CERES该模型由一系列作物生长子模型构成,各子模型中的概念、模拟方法和影响因子相同.主要用来模拟作物的生长及其与之有关的过程.模型中将土壤有机氮分为腐殖质库和新鲜有机残体库.矿化和腐殖化、反硝化、氨挥发过程用一级动力学方程模拟;硝化过程用米氏方程模拟;模型详细地模拟作物对N的吸收过程[13]CENT URY该模型主要用来模拟生态系统C、N和营养物质长期动态[26,27].早期版本中以月为步长[26],新版本中某些过程以日为步长[27].由于模型运行的步长较长,模型中N子模型部分较简单.矿化和腐殖化过程用一级动力学方程模拟;植物吸N量取决于植物N需求和土壤N供应;用总矿化N的5%表示氨挥发量[26];在最新版的DAYCENT模型中,硝化过程和反硝化过程用一级动力学方程模拟[27]RZW QM该模型主要特色就是能模拟不同农业管理措施及其对水质和作物产量的影响.模型将土壤有机氮分为5个组分库.用包含微生物生长的一级动力学方程模拟矿化和腐殖化过程;用一级动力学曲线模拟反硝化过程、氨挥发过程;用米氏方程模拟作物吸N量;用零级动力学过程模拟硝化过程;模型详细地模拟了硝酸盐淋失过程[1] GLEAM S该模型主要用于模拟农业管理对地下水负载的影响.模型将土壤有机氮分为3个组分库.矿化和腐殖化过程、反硝化过程、氨挥发过程用一级动力学方程模拟;硝化过程用零级动力学方程模拟;简单地模拟了土壤侵蚀和地表径流中N的损失[18]E PIC该模型主要用于评估土壤侵蚀、耕作方式对生产力的影响.土壤有机氮的分组与GLEAM S模型中的分组一样,只是其中的活性库是估算的,而非直接测定得出.矿化过程、腐殖化过程、硝化过程、反硝化过程、氨挥发过程用一级动力学方程模拟;植物吸N量取决于植物N需求和土壤N供应;也模拟了土壤侵蚀和地表径流中N的损失[35]其中,d(NH4)/d t为硝化速率,k1/2为半阶速率常数,E a为化学自由能,k b为波尔茨曼常数,T s为土壤温度,NH4为土壤溶液中铵离子浓度,O2为土壤空气中氧气浓度,H+为基质氢离子浓度.在NT RM模型中,无论使用经验的回归方程还是机理的半阶方程,土壤有机氮均不分组.回归方程中所需的参数只有土壤温度、土壤硝态氮含量和铵态氮含量,而半阶方程中所需的参数包括半阶反应速率常数、土壤铵态氮含量、土壤空气中氧气含量、土壤pH值、土壤温度.影响硝化过程的因素很多,土壤温度、土壤含水量、通气状况、土壤pH[1,2,7,9,13,14,26]是大多数模型所考虑的主要环境因子.微生物种群动态及活性[1]、硝酸根与铵根浓度比[17]等因素对硝化过程的影响也不容忽视.一些模型考虑了硝化过程中N2O的释放情况,通常用被硝化总N的一定比例来表示N2O释放量[7,11,26].也有模型用氨的相对权重而不是铵离子有效浓度来表示硝化速率[35].此外,硝化抑制剂的使用能显著降低硝化反应速率[18].土壤通气状况是影响硝化过程的决定性因素,常用氧分压的非线性方程来模拟[1,2,7,9,17,26].在通气良好的土壤、土表薄层水体、有氧的根际中硝化作用都比较明显[5].4 3 反硝化过程目前反硝化过程的模拟一般采用零级或一级动力学方程,如CER ES模型用一级动力学方程模拟该过程,其一级反硝化速率系数为:k dnit=6 0!105!C W!T f!W f d!h!N O3(7)其中,k dnit为一级反硝化速率系数,C W为土壤有机质中水提取C浓度( g#g-1),W f d和T f分别为水分和温度影响因子, h为土层厚度.C W、W fd和T f又可表示为:C W=24 5+0 0031C(8)T f=0 1!exp(0 046T s)(9) W fd=1 0-(SA T-S W)/(SA T-D UL)(10)其中,C为土壤有机碳含量,SA T为土壤饱和水含量,S W为土壤含水量,D UL为土壤排干时水分含量,T s为土壤温度.该模型认为,只有当土壤含水量超过土壤排干时水分含量的情况下,反硝化反应才发生.在目前众多土壤N循环模型中,2210应 用 生 态 学 报 16卷该模型是为数不多的能用于模拟稻田土壤反硝化作用的模型之一.多数模型模拟了土壤温度、土壤含水量、厌氧状况、土壤有机质含量(尤其是土壤水溶性C含量)对反硝化过程的影响.有模型也考虑了不同反硝化产物的情况,主要是区分了N2和N2O的不同排放量以及环境因子对N2和N2O排放的影响[2,12,26,29,31].4 4 氨挥发过程可用零级或一级动力学方程模拟氨挥发过程,如G LEAM S模型用一级动力学方程表示该过程:r=C NH3exp(-K v t)其中,r为一级氨挥发速率,C NH3为基质中氨浓度,t为时间, K v为速率常数,该常数又可用指数方程表示:K v=0 409!1 08ATP-20,A TP为气温.但该方程只适用于模拟表施铵态氮肥和厩肥过程中氨气挥发情况.该模型对氨挥发过程的模拟步长为1d,模拟时空尺度较小.影响氨挥发的因素主要是土壤温度、土壤含水量(或土水势)、氨气压梯度、风速.大多数模型只模拟了这几个主要因素[1,2,13,26,29,35].也有模型考虑了土壤阳离子交换量[2]、土壤表面覆盖[13]、肥料(铵态氮肥和尿素)的施用方式[13]、土层深度[35]等.也有模型用气温代替土温来模拟温度对氨挥发的影响[18].大多数模型认为氨挥发只发生在土表,也有模型认为整个土体中都存在氨挥发[2].与氨挥发相反,N沉降一般不被建模者所重视.事实上,在正常大气氨浓度下,N沉降中能被植物有效利用的N占植物N需求量的10%左右[16].而在局部高浓度氨的大气中,该机制所占的份额更大,如氮肥厂、化工厂等氨高排放区域[34].4 5 NH4+的晶格固定和释放过程土壤NH4+的晶格固定和释放是土壤N有效性研究中一个备受关注的问题.研究者[22,37]认为,NH+4的晶格固定和释放类似于土壤吸附和解吸过程,可用等温吸附方程来描述,如Fr eundlich、Langmuir方程.影响该过程的因素主要包括土壤有机质含量、土壤溶液中NH+4浓度、土壤溶液中钾离子浓度、土壤含水量、土壤矿物种类、土壤粘粒含量等.但这些因素对铵晶格固定和释放过程的影响难以用单值函数描述.如钾离子在低浓度时能促进NH+4的固定,而高浓度时又可能会抑制NH+4的固定[22,37].土壤中蛭石、伊利石、蒙脱石等2∀1型层状硅酸盐矿物含量高时,能加强NH+4的晶格固定和释放,也能增加土壤固定NH+4量[4,22,37].NH+4的释放除了与上述因素有关外,最重要的影响因素是NH+4固定的时间.一般可将固定态N H+4分为∃新固定的%和∃旧固定的%.∃新固定的%NH+4较易重新释放,而随固定时间的推移,固定态NH+4就难以再释放出来[4,22,37].目前,对土壤NH4+晶格固定和释放的研究还不够深入,还很难定量模拟环境因子对该过程的影响.4 6 硝酸盐淋失过程定量研究硝酸盐的淋失对环境的影响是许多土壤N循环模型建立的主要目的之一,如DAISY、GLEAM S、SO IL N、EP IC、NL EA P、SU N DIAL、CA NDY等模型.硝酸盐淋失过程属于土壤溶质迁移的范畴.在土壤N循环模型中,常用土壤溶质迁移方面的模型或方程来模拟硝酸盐淋失.土壤N循环模型主要应用对流 扩散模型[12]、两区模型[7,26,29]、两流区模型[2]来模拟该过程.硝酸盐淋失与土壤含水量和土壤水分运动关系密切.土壤水分运动包括土壤水分入渗和再分布.土壤水分入渗常用Green Ampt[1,13,26,29]来模拟,而再分布过程用Richards方程[29]来拟合.国内外已有大量文献对硝酸盐淋失过程进行了报道和介绍[3,6,10,17,30,31],故本文不再论述.5 问题与展望目前只有较少的土壤N循环模型在田间条件下得到比较充分的验证.其原因之一是模型参数化过程中参数的不确定性,而且这些不确定性对模型影响程度的评估也存在一定的困难.这种不确定性包括3个方面:1)模型参数求算过程的不确定性,尤其是不可直接测量的内部参数,如分解速率常数.这些参数只能通过其他数据资料进行计算.在计算过程中大多需要设定初始值或初始状态,而初始值或初始状态的设定通常是不确定的.2)测定资料的不确定性.土壤、大气中各成分的时空变异性很大,而由于测量技术和实验仪器的限制,测定的数据并不能完全反映这种变异性.由于测定资料的不准确,通过逐级放大作用,最终影响参数的准确性.3)过程间相互作用的不确定性.影响土壤N动态的因素很多,模型并不可能考虑所有的影响因素,有时只能用∃黑箱%表示,而且N过程间也存在着相互作用.此外,土壤N循环模拟是基于单个过程的,缺乏系统性.因此,对用户来说,好的模型最重要的要素就是:模型能一步一步地指导用户如何获取模型参数.近年来,土壤N循环模型出现了两个大的发展趋势,即理论模型趋于复杂化、细微化,应用模型趋于简单化,易于用户使用.从理论研究方面来看,土壤N循环模型将更加突出系统性,强调各过程间的相互联系.从应用方面来看,∃3S%(地理信息系统GI S,全球定位系统GPS,遥感RS)技术与土壤N 循环模型相结合将是土壤N循环模型发展的趋势.目前已有较多的模型和GIS系统相结合,如CERES G IS,NL EAP GIS,RZW QM G IS,且CER ES和RZW QM已形成专家系统.参考文献1 Ahuja LR,Rojas KW,Hanson JD,et al.2000.Root Zone WaterQuality M odel:M odelling M anagement Effects on Water Quality and Crop Production.LLC,Highlands Ran ch,CO:Water Resources Publication.3722 Bardbury NJ,Whitmore AP,Hart PBS,e t al.1993.M odelling thefate of nitrogen in crop and soil in the years follow ing application of 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