全 文 ：稻田生态系统生物硝化2反硝化作用与氮素损失 3
俞　慎　李振高 3 3 　(中国科学院南京土壤研究所 ,南京 210008)
【摘要】　从土壤微生物生理学和土壤生物化学角度综述了稻田生态系统土壤生物硝化2反硝化作用与氮素损失
的研究进展 ,并探讨了土壤生物硝化2反硝化作用在稻田生态系统氮素气态损失中的地位和重要性以及土壤生
物硝化2反硝化作用的测度方法的比较.
关键词 　生物硝化 - 反硝化作用 　氮素损失 　稻田生态系统
Biological nitrif ication2denitrif ication and nitrogen loss in rice f ield ecosystem. Yu Shen and Li Zhengao ( Institute
of Soil Science , Academia S inica , N anjing 210008) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,1999 ,10 (5) :630～634.
From the viewpoint of soil microbial physiology and biochemistry , this paper reviewed the advances on the research of
biological nitrification2denitrification and nitrogen loss in rice field ecosystems. The position and significance of biologi2
cal nitrification2denitrification in the gaseous nitrogen losses of rice field ecosystems were also discussed. In addition ,
the measuring methods for the biological nitrification2denitrification were compared in the paper.
Key words 　Biological nitrification2denitrification , Nitrogen loss ,Rice field ecosystem.
　　3 国家自然科学基金资助项目 (39470025) .
　　3 3 通讯联系人.
　　1997 - 01 - 28 收稿 ,1998 - 07 - 06 接受. .
1 　引 　　言
　　水稻是亚洲地区主要的粮食作物 ,种植面积为全
世界植稻面积的 90 % ,提供了全世界近 40 %人口的粮
食 ,是亚洲不发达地区近 80 %～90 %人口的主要粮
食. 氮素是绝大数稻田土壤水稻生产的限制性大量元
素之一. 稻田氮素利用率一般在 20 %～40 %左右 ,低
于正常的旱作氮素利用率 (40 %～60 %) . 所以 ,提高水
稻产量必须加强包括氮肥施用及施用方法在内的农田
管理.
2 　稻田生态系统生物硝化作用
2 . 1 　稻田生态系统生物硝化作用可能途径及其生物
化学
2 . 1 . 1 化能自养型硝化作用 　化能自养型硝化作用主
要由 G2的硝化细菌参与进行. 化能自养型硝化细菌是
严格的好氧微生物 ,通过细胞色素电子传递系统获得
能量 ,末端电子受体为氧. 它们与其他微生物和植物一
样 ,通过卡尔文还原磷酸戊糖途径同化 CO2 . 而同化
CO2 的能量来源于氧化 N H +4 或 NO -2 产生的 A TP.
　　化能自养型硝化作用包括两个过程 ,即 N H+4 →
NO -2 的氧化过程 ,由亚硝酸细菌参与 ,这是一个慢反
应过程 ,决定了整个过程的反应速度 ;NO -2 →NO -3 的
氧化过程 ,硝化细菌参与该过程 ,反应速度较亚硝化过
程快. 土壤化能自养型硝化细菌属有 6 种[15 ] .
　　参与土壤化能自养型硝化作用的酶系主要为
N H +4 氧化酶系和 NO -2 氧化酶系. 在化能自养型亚硝
化作用过程中 ,由于异化酶系 亚硝酸还原酶的参
与 ,在土壤氧分压降低时 NO -2 代替 O2 作为电子受
体 ,也会产生 N2O.
2 . 1 . 2 异养型硝化作用 　异养型硝化作用是异养微生
物参与将无机或有机氮氧化或转化成 NO -2 或 NO -3
的生物化学过程. 这一过程并非是这些异养微生物唯
一的能量来源 ,硝化作用的有无并影响它们的生存和
繁殖. 在培养条件下 ,土壤中许多异养微生物 (细菌、真
菌、放线菌) 都能将 N H +4 或其他还原型氮氧化成
NO -3 .
2 . 1 . 3 甲烷营养型硝化作用 　甲烷营养型硝化作用是
由一类 G- 严格好氧的细菌参与 ,以 CH4 、CH3OH 和
CH3OCH3 为主要碳源. 它们具有甲烷单加氧酶系. 这
类细菌能利用其甲烷单加氧酶系将 N H +4 氧化成
N H2OH ,再由脱氢酶氧化成 NO -2 [15 ] .
2 . 2 　稻田生态系统生物硝化作用影响因子
2 . 2 . 1 土壤 N H +4 2N 含量及其相关因子 　N H +4 是土壤
硝化作用的第一底物 ,土壤中的 N H +4 浓度直接影响
土壤硝化作用的强度. Katyal 等[17 ]研究结果表明 ,淹
水层 N H +4 浓度分别为 7. 5、15、30mgN·L - 1的 4 种土
壤 ,其硝化作用强度与淹水层 N H +4 浓度呈正相关.
Jensen 等 [16 ]试验也证实了这一结果. 土壤有机氮矿化
率从一定程度影响了土壤 N H +4 浓度 ,土壤有机氮矿
化率则决定于土壤异养微生物的活性. 水田土壤的有
应 用 生 态 学 报 　1999 年 10 月 　第 10 卷 　第 5 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Oct . 1999 ,10 (5)∶630～634
机氮矿化率较旱地低得多 ,土壤有机质趋于积累. 由于
土壤矿物对 N H +4 的晶格固定作用及土壤胶体对
N H +4 吸附作用的存在 ,土壤矿物类型和粘粒含量也会
影响土壤 N H +4 的生物有效性. 同时 ,硝化细菌大部分
被吸附在土壤团粒上 ,粘粒种类和含量会影响其生理
生化活性. 施用氮肥是提高水稻单产的重要措施. 氮肥
类型和施用量及施肥后土壤中 N H +4 浓度直接影响土
壤硝化作用速率. 一般来说 ,土壤硝化作用速率以磷酸
铵 > 硫酸铵 > 氯化铵 ,且施用量越大越明显[1 ] . 另外 ,
影响土壤溶液 N H +4 浓度的因素 ,如作物吸收、离子交
换和扩散等都会间接和直接影响淹水土壤的硝化作
用.
2 . 2 . 2 土壤氧分压 　土壤硝化细菌是严格的好氧自养
型细菌 ,O2 是 N H +4 氧化过程产生 A TP 所必需的. 在
淹水土壤中硝化细菌能否存活和繁殖、土壤硝化作用
是否存在都决定于土壤的氧分压. 稻田土壤土体的氧
化还原分层表明土壤中存在着硝化作用 ,但是有存在
范围的. Jensen 等[16 ]试验表明当淹水土壤 N H +4 浓度
不限制硝化细菌活性时 ,土壤硝化作用强度随淹水层
O2 浓度增加而显著增强.
2 . 2 . 3 土壤 p H 　一般认为土壤硝化细菌进行硝化作
用的最适 p H 范围在 8. 5 左右. 土壤 p H < 6. 0 时硝化
速率显著下降 ,p H < 5. 0 时为本底反应 ,p H > 10. 0 时
硝化作用受阻. 硝化细菌比亚硝化细菌对土壤 p H 更
为敏感 ,土壤 p H 高时亚硝化细菌能够进行亚硝化过
程 ,而硝化过程受阻 ,亚硝酸根积累 ,这是由于高 p H
使土体中 N H3 浓度增加而毒害了土壤硝化杆菌[12 ] .
Sahrawat [27 ]试验表明 ,在 p H 为 3. 4～8. 6 的水稻土
中 ,30 ℃好氧培养 4 周 ,两个硫酸化酸性土壤 (p H 分别
为 3. 4 和 3. 7)和一个酸性土壤 (p H 为 4. 4) ,培养期间
无硝化作用 ;p H 6. 0 以上的水稻土则有较强的硝化作
用 ,并有硝酸根积累. 当用碳酸钠来调节一中性粘性土
壤 p H(6. 5～8. 6) ,培养后硝酸根积累量无明显差异 ,
即 p H > 6. 0 时对土壤硝化强度无显著影响. 另外 ,
Sahrawat 的培养试验[27 ]还发现土壤有机质和土壤总
氮量与土壤硝化强度无显著相关 ,间接证实了土壤硝
化作用是以化能自养型硝化作用途径为主的.
2 . 3 　稻田生态系统生物硝化作用的调控
2 . 3 . 1 施肥方式 　将氮肥深施于土壤的还原层 ,使土
壤硝化作用的进行需要一个 N H +4 的扩散过程. 水田
深施氮肥可以减少稻田系统的氮素损失 ,且土壤生物
硝化作用明显弱于表施氮肥 ;另外 ,少量多次 ,分期分
批施用氮肥 ,利用水稻根系的吸收作用来降低土壤的
N H +4 浓度 ,同时水稻根系也可以及时吸收因生物硝化
作用产生的 NO -3 ,其氮肥利用率也较一次性表施方式
高.
2 . 3 . 2 硝化抑制剂 　硝化抑制剂的使用有效地抑制了
土壤亚硝酸细菌 ,从而抑制了土壤生物亚硝化作用过
程 ,减少了 NO -3 的产生 ,同时也减少了土壤氮素的损
失 (NO -3 淋失和反硝化气态损失) ,提高了稻田铵态氮
肥的利用率. 施用铵态氮肥同时使用一定量的硝化抑
制来提高氮肥利用率已被众多学者接受 ,即使较高的
氮肥施用量也不会造成氮素损失.
　　常用的硝化抑制剂有 N - serve、叠氮化钠或钾、双
氰氨 (DCD) 、硫脲 (ASU)等. 这些硝化抑制剂具有对亚
硝酸细菌专一性的抑制作用 ,但过程是不一样的 ,大致
有以下几条途径 :1)直接抑制亚硝酸细菌的生长繁殖 ;
2)直接影响亚硝酸细菌的呼吸作用 (电子传递链)以及
细胞色素氧化酶的活性 ,或螯合硝化作用酶所需的金
属离子来抑制硝化反应 ;3)改变土壤微环境 ,降低土壤
p H ,间接抑制亚硝化细菌的生长繁殖 ;4) 释放毒性化
合物 (如硫醇、砜、亚砜等) . 现在 ,国内外已有企业生产
含硝化抑制剂的缓效氮肥和复合肥料 ,以提高肥料尤
其是氮肥的利用率.
3 　稻田生态系统生物反硝化作用
3 . 1 　稻田生态系统生物反硝化作用可能途径及其生
物化学
　　土壤中能产生含氮气体化合物的微生物有 3 类 :
异化反硝化细菌、非反硝化发酵性细菌和真菌、自养型
硝化细菌. 异化反硝化细菌是导致厌氧土壤氮素损失
的主要作用者[11 ] ,但在氧化条件下 ,自养型硝化细菌
将是产生含氮气体的主要作用者.
　　异化反硝化作用过程是很少几类兼性厌氧细菌具
有的呼吸途径. 这些细菌绝大多数是异养型的 ,它们从
有机物质中获得能量和碳源 ,在缺氧条件下以 NO -3
或其他氮氧化物作为它们在氧化有机物时呼吸作用电
子传递链的末端电子受体 ,产生还原产物 ———氮氧化
合物或氮气 ———释放入大气. 这一过程之所以称为异
化还原作用是因为 NO -3 的还原产物 ———N2O 和 N2
是不同的[15 ] .
　　能以氮氧化物代替氧作为末端电子受体进行呼吸
作用并释放出 N2O 和 N2 的细菌 ,已见报道的大约有
20 个属[15 ] . 这些反硝化细菌在土壤中广泛存在 ,一般
数量为每克干土百万个以上 ,在根际土壤中其数量更
多[3 ] .
　　土壤反硝化细菌不但在分类学上具有多样性 ,而
1365 期 　　　　　　　　　　　　　俞 　慎等 :稻田生态系统生物硝化2反硝化作用与氮素损失 　　　　　　　　　
且在生物化学上也具有多样性. 大多数反硝化细菌是
化能异养型的 ,以含碳化合物作为电子供体 ,并作为碳
源和能源. 但有些是无机化能营养型的 ,如 Paracoccus
denit rif icans 和 A lcaligenes spp . 能氧化 H2 ; Thiobacil2
l us denit rif icans 能还原硫化物 ; Rhodopseudomonas
sphaeroi des 是光能自养型的. 一些固氮细菌属 ,如 A 2
zospi rill um brasilense 和 Rhizobi um 的一些菌株 ,包括
R . japonicum 、R . meliloti 和绝大多数生长缓慢的根
瘤菌 ,在厌氧条件下 ,在未进入根瘤前的自由生长时也
具有反硝化能力 ,还原 NO -3 产生 N2 或 N2O. 正是由
于反硝化途径在这些细菌中存在 ,使得这些游离的根
瘤菌能在厌氧条件下生存. 这对厌氧条件下维持根瘤
菌与根瘤的共生关系也是十分重要的.
　　许多学者对生物反硝化作用的生理学和生物化学
进行了深入的研究[10 ,11 ] . 生物反硝化过程一般可描述
为 :NO -3 →NO -2 →NO →N2O →N2 . 参与该过程的酶有
NO -3 还原酶、NO -2 还原酶、NO 还原酶和 N2O 还原
酶. 绝大多数反硝化细菌具有将 NO -3 还原成 N2 的全
部还原酶的酶系. 但有的缺失 NO -3 还原酶 ,这样 NO -2
便成了第一底物 ;有的缺失 N2O 还原酶 ,N2O 便成了
最终产物 ;也有的有 N2O 还原酶 ,但没有 NO -2 还原成
N2O 的能力. 还有一些由于缺失 NO -2 还原酶和 N2O
还原酶的反硝化细菌只能进行 NO -3 →NO -2 和 NO →
N2O 的还原过程 ;缺失 NO -2 、NO 和 N2O 还原酶的反
硝化细菌只能进行 NO -3 →NO -2 的还原过程.
　　异化 NO -3 还原酶是一个膜结合蛋白 ,有多个亚
基 ,并含有 Mo、Fe 和活性硫化物[11 ] . NO -2 还原酶有
两个主要类型 :含 Cu 的金属黄素蛋白和常见的细胞
色素 cd 血红素蛋白 ; NO -2 还原酶是与膜相连的但可
以自由解离 ;另外 ,NO -2 还原酶能催化 NO -2 还原成
气体产物 ,NO 是否是生物反硝化过程的必然中间产
物尚有争论. NO 还原酶和 N2O 还原酶的获得和分离
很困难 ,至今尚无直接的证据来证实它们在反硝化过
程中的作用. N2O 还原酶也是与膜相连的 ,可能含有
Cu 并且与电子传递链中的细胞色素 b 和 c 有关 ,但仍
然知之甚少.
　　NO -2 、N2O 和 N2 在土壤反硝化过程中都能测到.
在反硝化过程中也能测到少量的 NO ,但这可能是来
自于化学还原作用 (化学反硝化作用)过程而不是生物
反硝化作用的产物. 这是由于在低 p H 值或有利于化
学反硝化作用 ,并有 NO -2 存在的厌气土壤中测到
NO ,并且与灭菌土壤加入 NO -2 产生的 NO 量相
当[10 ] . 但细胞离体培养试验结果却表明 NO 是中间产
物 ,并从一些反硝化细菌中分离得到了催化 NO 还原
成 N2O 和 N2 的 NO 还原酶. 但是 ,一些学者认为这样
获得的结果并不能准确地反映细菌细胞内的真实作用
途径.
3 . 2 　稻田生态系统生物反硝化作用影响因子
3 . 2 . 1 土壤通气性 　土壤通气性包括土壤水分、土壤
孔隙和土壤 O2 分压. 生物反硝化作用的氮氧化物还
原酶系的活性和作用强度都决定于土壤 O2 分压[11 ] .
在好氧条件下氮氧化物还原酶系受到抑制 ,但当土壤
氧分压下降时 ,还原酶系活性迅速增强 ,土壤生物反硝
化作用也迅速发生. 在稻田植稻期间 ,土壤常呈水分饱
和状态 ,但一些农事操作使空气进入土壤增加了土壤
氧分压 ,尤其是灌排水管理. 干湿交替是造成稻田土壤
生物反硝化氮素损失的重要途径. Klemedtsson 等[18 ]
在不同水分含量下测定土壤 (N2 + N2O)释放量的培养
试验中发现 ,当土壤有局部的还原层出现时 (达到水分
平衡有一定的过程) ,土壤便有较强的反硝化作用. 当
土壤含水量达到田间持水量的 80 %时 ,就有 ( N2 +
N2O)释放 ,并随培养时间增加. Cho 发现在摇动的淹
水土壤体系中 ,只有当氧消耗完全后 ,N2O 才有明显
的释放[7 ] . 这说明 O2 抑制了土壤的生物反硝化作用.
另外 ,免耕土壤的生物反硝化作用强于耕作土壤 ,这是
由于免耕土壤具有较耕作土壤更高的土壤含水量 ,从
而引起高的生物反硝化作用. 另外 , Groffman 和 Tiedje
发现土壤生物反硝化作用也存在着如同土壤水分的滞
后现象[13 ] ,即当土壤由淹水饱和状态逐渐干燥到田间
持水量 ,再由 60 %的充水孔隙度逐渐干燥到 20 %充水
孔隙度时 ,土壤生物反硝化作用急剧减弱 ;而再使土壤
从 20 %充水孔隙度逐渐湿润至 60 %充水孔隙度时 ,土
壤生物反硝化作用迅速增强 ,再湿润至田间持水量直
至水饱和时 ,土壤生物反硝化作用增强速度缓慢. 他们
认为这一现象与土壤水分的滞后效应有必然的关系.
3 . 2 . 2 有机碳和其他能源物质 　绝大多数的反硝化细
菌是化能异养型的 ,它们需要有机物质作为电子供体
和细胞能源. 因此 ,土壤有机物质的生物有效性是调控
土壤生物反硝化速率和作用强度的重要因子. 同时 ,土
壤中易分解的有机物质含量高激活了土壤微生物的呼
吸作用 ,加快了土壤氧的消耗 ,加速了土壤厌氧环境的
形成 ,间接地增强了土壤生物硝化作用. Koskinen 和
Keeney 发现土壤有机碳矿化率直接影响土壤生物反
硝化作用强度 ,但反硝化强度与土壤有机碳总量无显
著相关[19 ] . Reddy 等[24 ]也证实了土壤碳矿化率与土
壤 NO -3 消失量呈显著相关. 另外 ,简单的糖 (如葡萄
糖)和有机酸对土壤生物反硝化作用的刺激作用强于
236 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　10 卷
复杂的植物组织或残体. 但不同的小分子有机物质对
土壤生物反硝化作用的刺激强度是不同的. Lescure
等[20 ]试验表明 ,培养 24h 土壤反硝化强度由强到弱顺
序为柠檬酸 > 苹果酸 > 葡萄糖和对照 ,乙酸处理无
N2O 释放 ;培养 72h ,则顺序为苹果酸 > 柠檬酸 > 乙酸
> 葡萄糖和对照. 这可能与反硝化细菌内在的能量和
物质循环途径有关. 土壤微生物生物量碳同样直接影
响土壤生物反硝化作用强度. Drury 等[9 ]对 13 种土壤
的研究表明 ,经 75h 的培养后 ,土壤微生物生物量碳与
土壤原位生物反硝化强度显著相关 ,他们认为土壤微
生物生物量碳是土壤原位生物反硝化作用的敏感指
标.
3 . 2 . 3 NO -3 含量 　NO -3 作为反硝化细菌进行反硝化
作用的底物 ,直接影响土壤反硝化强度. 反硝化反应的
Km 值一般在 5～290μmol·L - 1之间. 当土壤中 NO -3
浓度高于 40～100μgN·g - 1时 ,土壤反硝化速率不受
NO -3 浓度影响 ,即呈零级反应. 当土壤 NO -3 浓度低
于 40μgN·g - 1时 ,土壤反硝化反应呈一级反应 ,此时土
壤生物反硝化速率完全决定于 NO -3 在土壤溶液中的
扩散速率. Yoshinari 等 (1977) 认原位土壤中的生物反
硝化反应的 Km 比室内培养的高得多 ,约在 130～
12000μmol·L - 1 NO -3 . 另外 ,土壤 NO -3 含量高会抑制
N2O 还原酶活性 ,提高反硝化气体产物的 N2O/ N2 的
比率 ,尤其是 p H 值较高的土壤[10 ] . 但 Munch[23 ]认为 ,
土壤 NO -3 含量只是影响反硝化速率 ,并不影响反硝
化气态产物的 N2O/ N2 比.
3 . 2 . 4 土壤 p H 　土壤反硝化细菌属和其他异养型细
菌异养都受土壤 p H 的影响. 反硝化细菌进行反硝化
反应的最适 p H 范围是 6～8 ,也有人认为是 p H7～8.
稻田土壤由于淹水种植 ,土壤 p H 趋向于中性 ,所以极
有利于土壤反硝化作用的发生. 在纯培养和土壤中 ,反
硝化作用强度与土壤 p H 呈正相关 ,p H 值下降 ,反硝
化强度减弱 ,并且 N2O/ N2 比增加. N2O/ N2 比值的增
大是由于 N2O 还原酶对低 p H 十分敏感 ,随着 p H 的
降低 ,N2O 还原酶受到抑制. Fillery 的培养实验也证实
了这一点[10 ] . Koskinen 和 Keeney 认为当 p H 在 6. 0
以上时 ,N2O 还原酶则不受影响[19 ] .
3 . 2 . 5 水稻植株 　水稻根系直接影响了根际土壤的原
位反硝化作用. 首先 ,水稻根系释放出大量的含碳有机
物 (包括分泌的可溶性小分子有机化合物、根表面和根
冠细胞脱落物以及粘性多糖等)进入根际土壤 ,使得反
硝化细菌在水稻根际大量增殖. 另外 ,水稻根系的泌氧
特性 ,使得水稻根际土壤氧化还原层分异 ,促进了生物
硝化2反硝化作用的发生. Reddy 和 Patrick 的培养试
验结果表明[26 ] ,由于水稻植株根际效应引起的系统氮
素损失达到 143mg·m - 2 d - 1 . Buresh 等[6 ] 和 Lindau
等[22 ]的田间试验都证实了水稻植株促进了反硝化氮
素气态损失.
4 　稻田生态系统生物硝化2反硝化作用
4 . 1 　生物硝化2反硝化作用在稻田生态系统氮素气态
损失中的地位
　　生物硝化2反硝化作用和氨挥发被认为是稻田生
态系统氮素气态损失的两大主要途径. 稻田的氮肥利
用率通常为 10 %～50 % ,很少能超过 50 %. 稻田系统
气态氮素损失量随地理环境、气候条件和耕作方式的
变化而变化. 许多资料表明在稻田传统氮肥施用方式
条件下 ,生物硝化2反硝化作用形成的稻田系统氮素气
态损失小于氨挥发[6 ,8 ] . 这可能是由于传统稻田施用
的氮肥以尿素和铵态氮为主 ,氨挥发一般在土壤 p H
5. 5左右便发生 ,尤其是尿素的水解会促进淹水层的氨
挥发 ,当淹水层 p H、土壤表面温度和风速高时更为明
显[11 ] ;而稻田土壤生物硝化2反硝化作用导致氮素气
态损失受到土壤生物硝化作用强度和土壤有效碳含量
等多因子的限制 ,并且土壤生物硝化作用产生的 NO -3
浓度较土壤有效碳的含量更为重要[5 ] .
　　Focht [12 ]认为在施用尿素的稻田土壤中生物硝化2反硝化作用导致的气态氮素损失对系统的氮素气态
损失贡献不大. De Datta 等[8 ]测得表施尿素稻田土壤
氨挥发为 46 %的施入氮量 , (N2 + N2O) - 15 N 释放量
为 0. 1 %的施入氮量 ;而15N 平衡帐扣除氨挥发和 (N2
+ N2O) - 15 N 释放量后 ,仍有 6 %的施入氮量未被回
收 ,可能是淹水层、土壤和植株15 N 平衡帐的累积误
差. 另外 ,李新慧的测定结果也表明施用铵态氮肥土壤
的直接测得反硝化损失仅为 0. 1 %～3. 7 %的施入氮
量[2 ] .由此可以看出 ,稻田土壤的生物硝化2反硝化作
用导致的氮素损失较氨挥发小得多. Frenney 等
(1990)的研究表明 ,采取一定的措施降低稻田的氨挥
发并不能减少系统的氮素损失. 他们推论当氨挥发受
到控制时 ,土壤的生物硝化2反硝化作用会得到加强.
4 . 2 　稻田生态系统生物硝化2反硝化作用氮素气态损
失测度方法比较
　　测定稻田生态系统生物硝化2反硝化氮素气态损
失的方法有 3 类 :直接气体产物测定法、间接平衡差减
法和底物消失速率测定法. 直接气体产物测定法又可
分为 3 种 : (N2 + N2O) - 15 N 直接质谱测定法、乙炔抑
3365 期 　　　　　　　　　　　　　俞 　慎等 :稻田生态系统生物硝化2反硝化作用与氮素损失 　　　　　　　　　
制2N2O 气相色谱测定法和15 N 气体稀释法. 乙炔抑制
技术在旱地土壤生物硝化2反硝化作用的研究中应用
十分成功 ,但在水田中受到限制. (N2 + N2O) - 15 N 直
接质谱测定法是现在直接测定稻田土壤生物硝化2反
硝化作用的主要方法. 15N 气体稀释法是 Limmer 等提
出的方法[21 ] . 该方法的操作较 (N2 + N2O) - 15 N 直接
质谱测定法复杂. 间接平衡差减法是在传统的15 N 平
衡帐计算的基础上减去可测得的氨挥发部分来计算土
壤生物反硝化氮素损失量. 但是 ,间接平衡差减法计算
的结果较 (N2 + N2O) - 15 N 直接质谱测定法高得多.
有人将这一差异归结为间接平衡差减法包含了多项累
积的系统误差[14 ]和含氮气体在淹水土壤中的扩散速
率低 (约为空气中的万分之一) . 底物消失速率测定法
是监测土壤中 NO -3 的消失速率来反应土壤反硝化作
用强度. 该方法存在不足[14 ] . 这几种方法中 ,间接平衡
差减法是传统的估算方法. 许多学者应用该方法推论
出稻田生态系统生物硝化2反硝化作用的存在[4 ] . (N2
+ N2O) - 15N 直接质谱测定法的应用为研究稻田生态
系统土壤生物硝化2反硝化作用的存在和发生提供了
有力的直接证据[2 ,8 ,25 ] .
5 　展 　　望
　　稻田生态系统氮素损失的研究经历了近一个世
纪 ,研究方法的改进不断地推动着研究的步伐. 由于稻
田土壤的特殊性 ,稻田系统氮素循环的许多问题到现
在尚处于探索之中. 目前尚需在生物硝化2反硝化作用
的生物学基础理论、生物硝化2反硝化气态氮素损失的
原位测定及其在系统氮素损失中地位的确定、氨挥发
与生物硝化2反硝化作用的相互关系、减少稻田生态系
统氮素损失提高稻田氮肥利用率综合技术以及稻田生
态系统氮素损失模型等方面有待进一步研究.
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作者简介 　俞 　慎 ,男 ,28 岁 ,硕士 ,主要从事农业生态学研究 ,
发表论文多篇.
436 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　10 卷