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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1.l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30%~40%,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15~20kg减至9.1kg,小麦由l0~15kg减为10kg,玉米由20~40kg减为13.4kg,1982年至1992年10年间,我国粮食产量增加了27%,单产增加了31.7%,同期化肥用量却增加了93.6%。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6.49%,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,产生所谓高铁血红蛋白症,婴儿尤多。国外发生的蓝色婴儿(Bluebaby,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-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[l0-13]。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[9.12]。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,已鉴定出的有30多种,包括α一氨基酸,非α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0.08%~1.33%,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5%~25%,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反应形成的产物;酸解性氮为65%~95%,其中,铵态氮占15%~51%,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1.1%~15%,主要由氨基糖而来;氨基酸氮为19%~45%,主要为各种α一氨基酸;酸解未知氮占6%~26%,主要为非α—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58%~72%,小麦为53%~78%,大麦为45%~53%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。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16%~50%,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,0~45cm以上的土层可矿化氮数量可观,45cm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[20—23.26-29]。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0.3mg/kg以下;通气条件下仅为NO-3一N的0.12%~0.34%;渍水条件下仅为0.5%~1.7%。含氮气体(NH3,NO,NO2,N2O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NH·O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1﹕1型矿物不固定铵;2﹕1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,2﹕1型矿物愈多,固铵