82782 P1030156

Bakterie nitryfikacyjne utleniają zarówno NHf uwalniany w procesie amonifikacji, jak i stosowany w nawozach. Jon amonowy z nawozów ulega zatem przemianie do NO_s. Szybkość tego procesu jest oczywiście uzależniona od warunków glebowych (Gasser i Jordanou, 1967). W praktyce zatem azot jest wprawdzie często dodawany do gleby w formie NHt, ale rośliny pobierają go jako N—NO_s. Proces nitryfikacji może być ograniczony lub nawet całkowicie zahamowany w wyniku zastosowania tzw. inhibitorów nitryfikacji (Nowakowski i Gasser, 1967). Dobrze znanym związkiem wykazującym takie właściwości jest 2chloro-6(trójchlorometylo)-pirydyna, dostępna w handlu pod nazwą N Serve. Według Nielsena i in. (1967) dodanie tego inhibitora do gleby całkowicie zapobiega powstawaniu NOs; nagromadzają się wówczas jony amonowe. Inhibitory nitryfikacji stosuje się w praktyce rolniczej w celu zwiększenia efektywności wykorzystania nawozów amonowych przez rośliny. W wyniku dodania inhibitora do gleby zahamowaniu ulega przemiana NH« do NOs i tym samym zmniejszają się straty azotu wskutek wymywania ruchliwej formy azotanowej. Po zastosowaniu inhibitorów nitryfikacji stwierdza się również obniżenie zawartości NOś w roślinach. Może to mieć praktyczne znaczenie przy produkcji warzyw, np. szpinaku (por. str. 224).

7.1.5. Denitryfikacja

Wiele rodzajów bakterii beztlenowych może wykorzystywać NOi lub NO* jako źródło tlenu, zamiast 0₂ molekularnego. Procesy takie często zachodzą w glebach podmokłych, w których odbywa się beztlenowy rozkład substancji organicznej. Azotany ulegają redukcji stopniowo, tak że ostatecznie tworzą się gazowe tlenki azotu i N₂, które mogą się ulatniać do atmosfery. Denitryfikacja mikrobiologiczna prowadzi zatem do strat azotu z gleby. Według Allisona (1966) straty gazowego azotu tą drogą mogą wynosić 5-50 % w stosunku do ogólnej ilości zastosowanego składnika. Nawet w dobrze, na ogół, natlenionych glebach stwierdza się niekiedy straty N wskutek denitry-fikacji, jeżeli występują w nich przestrzenie o warunkach beztlenowych (Wal-dendorp, 1968).

Denitryfikacja ulega przyspieszeniu w glebach o wysokiej zawartości wody i świeżej substancji organicznej oraz przy niskim ciśnieniu cząsteczkowym O ₂ w roztworze glebowym. Ogólnie biorąc, proces denitryfikacji ma mniejsze znaczenie w glebach piaszczystych w porównaniu z gliniastymi (tab. 7.5).

Dilz i Waldendrop (1960) stwierdzili, że straty N wskutek denitryfikacji są szczególnie znaczne w glebach silnie przerośniętych korzeniami roślin. Należy sądzić, że wydzieliny korzeniowe stymulują rozWój bakterii denitry-

Tabela 7.5. Straty azotu z gleb o różnym składzie mechanicznym pod trwałym użytkiem zielonym (Dilz i Waldendorp, 1960)

Rodzaj gleby	Straty N w % zastosowanej ilości
Piaszczyste	11-25
Gliniaste	16-31
Torfowe	19-40

fikacyjnych, co wpływa na zwiększenie strat N. Znalazło to potwierdzenie w badaniach Trolldeniera (1973), który stwierdził w kulturach wodnych ryżu, że zwiększającej się aktywności mikrobiologicznej ryzosfcry towarzyszyło obniżenie ciśnienia cząsteczkowego 0₂ w pobliżu korzeni roślin i tym samym powstawały warunki sprzyjające denitryfikacji. Jak podkreślono już wcześniej, gleby pól ryżowych są szczególnie narażone na denitryfikację, gdyż z reguły panują w nich warunki beztlenowe (Ponnamparuma, 1965).

Utlenianie się gazowych form azotu powoduje straty tego składnika z gleby i z tego względu jest procesem szkodliwym. Jednakże znaczne ilości NO3 ulegają prawdopodobnie denitryfikacji dopiero w głębszych warstwach gleby (poza zasięgiem systemu korzeniowego roślin), co zapobiega przedostawaniu się azotanów do wód gruntowych (Kolenbrander, 1972). Z tego względu denitryfikacja może w znacznej mierze ograniczać zanieczyszczenie wód związkami azotu.

7.1.6.    Unieruchomianie NH*

W przeciwieństwie do ruchliwego i trudno ulegającego sorpcji w glebie jonu NOi jon NH4 mjący ładunek dodatni jest silnie sorbowany przez ujemnie naładowane minerały ilaste, w szczególności może być wiązany selektywnie przez minerały ilaste typu 2:1, jak illit, wermikulit i montmorylonit. Proces ten określany jako niewymiernie wiązanie NHJ, ma charakter analogiczny do sorpcji K⁺ opisanej szczegółowo na str. 328. NHJ i K⁺ współzawodniczą zatem o te same miejsca wiązania selektywnego. Według Sippola i in. (1973) w glebach Finlandii NHJ może być wiązany przez wermikulit w większych nawet ilościach niż K⁺. Z uwagi na opisane procesy gleby zasobne w minerały ilaste typu 2 :1 mogą zawierać znaczne ilości związanego niewymiennie NHJ (2-3 tys. kg N/ha). Na podstawie licznych analiz Bremner (1959) stwierdził, że w wierzchnich poziomach gleb 5-6% całkowitej ilości N występowało w formie związanego niewymiennie NHJ. W głębszych poziomach badanych gleb, o wyższej zawartości iłu, względna ilość związanego niewymiennie N—NH₄ osiągała 20% i więcej. Na skutek procesów sorpcji i wiązania nie wymiennego ruchliwość jonu NHJ w glebie jest znacznie mniejsza w porównaniu z ruchliwością NOi (Dam Kofoed i Kjellerup, 1970). Azot jest wymywany z gleby głównie w formie azotanów, natomiast ilości wymywanego NH^ są bardzo niewielkie. W wodach z drenów stężenie NDj może być 100 razy wyższe od stężenia NHf (Williams, 1970). Również w roztworze glebowym, z wyjątkiem gleb kwaśnych, stężenie azotanów jest zazwyczaj wyższe w porównaniu ze stężeniem NHJ\

7.1.7.    Biologiczne wiązanie i mineralizacja azotu

Nawozy azotowe po wprowadzeniu do gleby ulegają różnym przemianom. Dla przykładu, z mocznika pod wpływem ureazy powstają CO_s i NH« (por. str. 290). Jon amonowy może być pobierany przez rośliny wyższe i mi-kroorganizmy, ulegać sorpcji lub być wiązany niewymiennie na powierzchniach minerałów ilastych i wreszcie — udeniać się do NOi. Azotany powstające

271