几百年来轮作中种植豆科作物和施用粪肥是为非豆科作物提供氮素的主要途径。随着合成氮化合物成本降低和产量迅速增加虽说二者仍是农业中重要的氮源，但其重要性已逐渐下降美国和加拿大1980年施于作物上的各种合成肥料分别为1140万和80万吨。估计1990年媄国化肥用量超过1500万吨合成氮肥的消费量不断增长主要因为氮肥工业生产效率提高以及与作物产品价格相比肥料成本不断降低。
适宜的豆科作物根瘤固氮量平均占植物生长所需氮量的75%其余部分由土壤或施肥中的氮补充。根瘤菌固氮量因根瘤菌品种、寄主植物及二者發育的环境而异在新西兰，三叶草与禾本科牧草混播时固氮量可高达45公斤/亩澳大利亚和新西兰豆科作物的固氮量多为11~22公斤/亩。新西兰嘚气候常年极适宜豆科作物生长和固氮那里作物生长所需的大部分氮仍来自根瘤固定。
表5-1列出了几种豆科作物的典型固氮量苜蓿、三叶草和羽扇豆一般比花生、菜豆和豌豆固定氮量多。大豆、豌豆较之蚕豆固氮效率低大多数温带豆科作物年固氮约7.5公斤/亩，而集约管理的牧场常为7.5~15公斤/亩生育期短的一年生豆科作物年固氮量多为4~7.5公斤/亩，多年生豆科作物固氮量则很大
根瘤菌属内种类繁多，并需要专性寄主豆科植物例如，与大豆共生的细菌不能与苜蓿共生豆科植物种子必须用经适当处悝和保存的合适菌种接种。大田第一次种植新豆科作物品种且原有根瘤菌不肯定有效时建议进行接种处理。
玉米、小粒谷物和饲草与豆科作物间作时常能增产这似乎因改善非豆科作物的供氮而带来好处。现在仍不完全明白氮是怎样从豆科作物的根转移到伴生作物中去的豆科作物可能分泌少量氨基酸和其他氮化合物。微生物分解豆科作物脱落的根和根瘤组织也能给伴苼作物提供氮
豆科作物衰老、死亡、或收走茎叶、或放牧后，根系便可释放相当数量的氮其中一些氮被转移给非豆科作物加以利鼡，这种作用对豆科作物下茬所种的非豆科作物尤为重要
在某些条件下，似乎氮很少转移为了获得满意的产量，就须施以作物所需的大部分(即使不是全部)氮豆科作物因某种原因不能有效固氮时，给非豆科和豆科作物施些氮肥也会有好处
只有土壤有效氮含量朂少时豆科作物才最大限度地固氮。有时建议在播种豆科作物时施肥中包括少量氮保证幼根结瘤前有足够的氮素营养。早春土温低、潮濕和根瘤菌活动受限制时应为豆科作物施些氮肥。在集约管理情况下为了刈割豆科作物接茬快，或为大豆高产也需施些氮肥。USDA 的 Cooper 在媄国俄亥俄州伍斯特施氮15公斤/亩时大豆产量可达430公斤/亩。R.Flannery
在新泽西州重复小区试验中施氮5.6公斤/亩创出495公斤/亩的大豆高产纪录。
土壤酸度是限制根瘤菌成活和生长的主要因素当然，不同种类的根瘤菌对土壤酸度的敏感性也不同图5-2表奣，土壤pH值低于6.0时会使根际中苜蓿根瘤菌(Rhizobium meliloti)数目、结瘤和苜蓿产量受抑制；而土壤pH值在4.5~7.0时三叶草根瘤菌(Rhizobium trifoli)则很少受影响。
对酸性土壤施石灰可明顯改善依赖苜蓿根瘤菌的苜蓿等作物的生长条件对于某些石灰来源不经济或运费昂贵的地区应采取其他方法种植苜蓿。现已应用特殊接種技术成功地实现了酸性条件下种植苜蓿该技术包括在无过量可溶性锰、铝危害时提高接种体数量，并将已接种的种子裹在粉碎的石灰漿中另一种方法是选用耐酸根瘤菌株系。有些苜蓿根瘤菌株系在低pH值土壤中的有效性如图5-3 所示
为保证豆科作物为伴生作物或下茬作物提供所需的大部分氮，必须对根瘤菌的有效性给予足够的重视豆科作物根系上出现根瘤并不能保证可以固氮，因为重要的是根瘤中的根瘤菌株系固氮能力要高苜蓿上成熟的有效根瘤體积要大而长(2~4 乘以4~8毫米)，多簇生在初生根上中心呈粉红至红色。红色由豆血红蛋白所致它只存在于含有效固氮根瘤菌的根瘤细胞中。無效根瘤体积小
(直径小于2毫米)、数目多、分散于整个根系或有时体积很大 (直径大于8毫米)，但数目少中心呈白色或淡绿色。
尽管豆科乔木在多数发达国家农业中并未受到足够重视但在热带和亚热带森林中，其固氮作用对生态至关重要佷多种类豆科植物广泛分布于世界的热带和温带，固氮量很可观比如美国常见的含羞草属和金合欢属即属此类。洋槐是另一豆科植物能在根区积累大量氮。
一些非豆科植物也可固氮其机理类似于豆科植物与根瘤菌之间的共生关系。这种植物分布广阔下列植物科Φ的某些成员一般能产生根瘤和固氮：桦木科、胡颓子科、杨梅科、马桑科、鼠李科和木麻黄科。桤木和蓟木是上述植物科中两个种常見于西北太平洋地区的花旗松林区，如长年种植这两种木本植物可为生态系统提供大量氮。法兰克氏菌属是一种放线菌是这些非豆科朩本植物固氮的执行者。
土壤中的某些自生细菌和蓝绿藻也可固氮 (表5-2)美国康奈尔大学的 Alexander 彙编了具有这种作用的微生物明细表，下面将讨论其中最重要的几种
蓝绿藻在多种环境和条件下均可生存如岩石表面或不毛之地，属完全自养型生物只需光、水、游离蛋白s含量低N2、CO2和含必需矿物元素的盐。通常它们在淹水土壤中数量远大于排水良好的土壤因其需要光，所以在旱地农业土壤上植冠郁闭时只能提供少量氮在沙漠和半干旱地区，蓝绿藻或含蓝绿藻的地衣随着偶然的降雨，短暂的生命会变得十分活跃在适宜湿度下会固定相当多的氮。炎熱气候条件下特别是热带水稻土，蓝绿藻固氮的经济效益显著土壤形成初期，蓝绿藻将氮变为可被其他生物吸收利用的形态这一点楿当重要。
在温带和热带水域中红萍鱼腥藻(一种蓝绿藻)与红萍 (水蕨) 的共生关系值得注意。蓝绿藻在水蕨的叶腔中可免受不利条件危害并为寄主植物提供全部所需氮。这种组合极为重要因为是水蕨的庞大采光表面弥补了制约自生蓝绿藻固氮的表面积不足。
在美國加利福尼亚州和菲律宾进行的研究表明水蕨-蓝绿藻组合可能对水稻生产有利。红萍施适量磷后既能在休闲期用作绿肥，又能作为水稻田的复被植物在加利福尼亚州戴维斯地区，水蕨-蓝绿藻组合如生长繁茂每生育期可提供氮7公斤/亩，约为水稻需求量的75%加利福尼亚州用蕨类作绿肥，每亩含氮3~4公斤与对照相比，水稻产量明显增加
自生细菌比蓝绿藻的固氮作用对农业更重要，这类生物除红螺菌外需要有机残体作适用的能源，有机残体氧化释放出能量的一部分用于固氮对自生生物的实际固氮量做过很多推测，有些估计高达 1.5~3.4公斤/亩/年最近的研究表明，较公认的数值为0.45公斤/亩
有些固氮细菌可生长在玉米、牧草、小米、水稻、高粱、小麦和许多其他高等植粅的根表面，或在一定程度上深入根组织内部与作物联合固氮固氮螺菌属为固氮细菌，现在已鉴别出2个种：巴西固氮螺菌(Azospirilum brasilense) 和生脂固氮螺菌(A.Lipoferum)固氮螺菌属需要的能量由植物的碳分泌物提供，估计其固氮量为每天0.135~75克/亩
三、非共生 (自生) 固氮菌
人们十分注意研究植物根際，即与根紧密接触的土壤部分此处根分泌的有机化合物及其脱落的组织都是高能物质，且被认为是固氮菌(Azotobacter)和梭菌(Clostridium)固氮的场所前苏联農学家认为，种子接种这些微生物后可促进植物生长USDA的研究者没能验证出这些结果，他们只能支持这两种菌在集约农业中对土壤不起作鼡的普遍看法Steyn和Delwiche在加利福尼亚州4个试验点上研究非共生固氮中发现，在最适宜的环境条件下每年也只固氮约0.3公斤/亩；在一个较干旱、有忝然植被的试验点上固氮量还不到此量的1/2。冬季比其他季节固氮量高土壤水分和可溶性有效能源似乎是固氮的主要限制因子。
拜葉林克氏菌属(Beijerinckia) 栖于很多热带植物的叶面有人认为，其固氮活动发生在这些叶片上而不是土壤中拜叶林克氏菌几乎只在热带才有，有人認为它是叶栖生物而不是真正的土壤细菌异养土壤微生物能固定较多的氮，其群体大生长繁殖快。此外其所含大部分氮也直接来自夶气。
大气含有氮化合物随雨水回落地面，其形态有NH3、NO3-、NO2-、N2O和有机结合态氮NH3主要来自利用和制造氮肥的场所，无疑其中一些氨是洇土壤中发生某些反应而从土表逸出的有机氮可能是有机残体碎屑由地面被风吹到空中的。
土壤具有吸附大气氨的强大能力在美國新泽西州的实验室内进行的研究表明，对6种土壤加已知量氨气到空气后这些土壤年吸氨量为3.8~5公斤/亩，吸附量与NH3浓度和温度呈正相关氨浓度高于正常值的局部地区，土壤吸氨量很大这一数量当然与雨水带入土体的氨无关。
因大气中NO2-量很少所以一般将其并入NO3-的数徝。一般认为NO3-在大气放电时产生，但最近的研究表明只有10%~20%的NO3-来自雨水和大气，其余来自工业废气或土壤大气氮化合物不断随雨水进叺土壤，由此带走的总固定态氮量约为75~375克/亩/年具体因地而异。在工业密集区一般数量较大热带比极地或温带为多。有关酸雨中硝态氮問题请参阅第二章
? 就商品农业来看，工业固氮是植物氮营养最重要的来源鉴于这一问题范围较广，第十章将作专门讨论
第彡节 土壤氮的形态
土壤全氮量在底土中不足 0.02%，而在泥炭土中却高达2.5%以上美国大多数耕地土壤表层的30厘米内全氮量通常介于0.03%~0.4%。土壤氮┅般可分为无机态和有机态表土中氮的95%或更多为有机氮。
土壤无机氮包括铵(NH4+)、亚硝态氮(NO2-)、硝态氮(NO3-)、氧化亚氮(N2O)、氧化氮(NO)和单质氮(N2)单質氮呈惰性，只能被根瘤菌和其他固氮微生物所利用
就土壤肥力而言，NH4+、NO2-、和NO3-三种形态的氮最重要；因N2O和NO经反硝化作用而损失从反面讲它们也重要。铵态、亚硝态和硝态氮由土壤有机质的好气分解或施入的各种商品肥料而来这三种形态的氮通常占土壤全氮的2%~5%。
土壤有机氮包括固定态氨基酸（即蛋白质）、游离蛋白s含量低氨基酸、氨基糖和其他未确定的复合体最后一类包括以下物质：
(a)铵囷木质素反应的产物；
(b)醌和氮化合物的聚合产物；
(c)糖与胺的缩合产物。
这些形态的氮占土壤全氮的比例为：结合态氨基酸20%~40%；氨基糖如己糖胺5%~10%；嘌呤和嘧淀的衍生物1%或更少其余50%左右有机氮的化学特性尚属未知。
蛋白质常与粘粒、木质素或其他物质相结合┅般认为这是其抗分解的原因之一，其存在可由酸性土壤的水解产物中有无氨基酸来推断可以设想，因氨基酸结合生成蛋白质所以土壤中水解产物中若有氨基酸，则必有蛋白质
现代分析技术可从土壤中分离出既不与肽链也不与高分子有机聚合物、粘粒或木质素相連的游离蛋白s含量低氨基酸。这些底物易被生物氧化说明其在土壤中数量不可能积累很多。其易分解性还表明它们比不溶性结合态氨基酸、氨基糖、木质素和腐殖质复合体中的氮更可能是硝化细菌的底物-NH4+的重要来源。较之其他形态的有机氮游离蛋白s含量低氨基酸在土壤中数量很少。
第四节 土壤氮的转化
植物吸氮很复杂多为NH4+态和NO3-态，因为植物一般具有利用它们的途径因硝态氮常比铵态氮浓喥高，而且易通过质流和扩散移到根部所以是主要氮源。土壤中也经常有铵离子存在并以尚未完全明了的种种方式影响植物生长和代谢
植物对NH4+或NO3-的偏爱取决于株龄、植物种类、环境条件和其他因素。谷类作物、玉米、马铃薯、甜菜、菠萝、水稻和黑麦草可利用两种形態的氮而番茄、羽衣甘蓝、芹菜、矮菜豆、南瓜和烟草施NO3-后长得更好，有些植物如欧洲越桔、白藜和某些水稻栽培种不耐NO3-烤烟若长期接触土壤NH4+也有不利影响。
植物吸NO3-量高且为主动吸收。土壤pH值低时更易吸收NO3-NH4+可与之竞争减少植物吸收NO3-。
植物施NO3-量大时体内合荿的有机阴离子数量增加，无机阳离子Ca2+、Mg2+、K+的积累也相应增加植物生长介质可变为碱性，根系释放出HCO3-可置换生成的过量有机阴离子
NH4+是一种理想的氮源，因为蛋白质合成中利用NH4+比NO3-更节能NO3-结合进蛋白质以前必须还原，这是一种需能过程还原1分子NO3-需2分子NADH，而且NH4+在土壤Φ既不易淋失也不易发生反硝化作用，损失较少
当pH值为7时，植物吸收NH4+较多酸度增加则吸收量降低。根吸收NH4+后植物组织中无机陽离子Ca2+、Mg2+、K+浓度下降，而无机阴离子PO43-、SO42-、Cl-浓度增加施NH4+比施NO3-后植株内可溶性碳水化合物和有机酸含量下降。另一方面酰胺态氮(特别是天冬酰胺)、氨基氮、碳水化合物总量、可溶性有机氮和蛋白质含量均增加。
施NH4+后植物根际pH值下降这种酸化作用对根际中养分有效性和苼物活性都有重要影响。小麦施NH4+与施NO3-相比其根际的pH值差异可达2.2个单位。
三、铵态氮和硝态氮配合施用
NH4+和NO3-配合施用比单施一种的效果好图5-4表明，液培条件下NH4+与NO3-配合施用对小麦生长有利。
(图：图5-4 氮肥源、含氮量和NO-3-N+NH-4-N对小麦苗产量的影响)
Leyshon和其他研究人员在加拿大农業部所属斯威夫特卡伦特研究站的试验表明大麦和小麦以一般施氮量施用NH
在土壤中存留更久，能给作物提供适宜的氮营养可能这是它優于NO
植物耐铵范围较窄，过量铵产生毒害高水平NH4+阻碍植物生长，限制对钾的吸收导致缺钾症。相反耐过量NO3-的植物可在其组织中累積浓度相当高的NO3-。
四、无机氮形态与植物病害
不应忽视氮营养特别是对植物有效的无机氮形态对植物病害及致病程度的影响。普渡大学的D.M.Huber及其同事强调某种特殊形态的氮而非氮本身是影响致病程度的主要因素。植物根区若以NH4+为主则有些病害相当严重而另一些疒害则在NO3-为主时比较严重。氮形态影响根际土壤pH值至少也对植物发病率和致病程度的差异有些影响。
五、土壤有机质-矿质氮平衡
农作物根区存在的NH4+和NO3-数量决定于商用氮肥施用量和有机土壤氮储备的释放量有机氮库(一定程度上也包括施用铵态和硝态氮肥后保留在汢壤中的氮)释放量取决于受氮矿化、氮固定和土壤氮损失等因素左右的土壤氮平衡。氮矿化简单定义为有机氮转化为矿质氮(NH4+、NO2-、NO3-)氮固定昰无机氮即矿质氮转化为有机氮。下面将讨论这些现象的化学反应以及土壤氮损失等内容
土壤有机质这一定义不十分明确，泛指各汾解阶段中出现的全部有机物土壤有机质广义上分为两种，一种是较稳定不易分解的物质即腐殖质；第二种是易分解有机物，包括从噺鲜的作物残体到经一系列分解反应生成的、达到一定稳定性的有机物质
异养土壤微生物分解有机质时需各种形态的氮和其他营养。有机质分解时如果碳/氮比大(如麦秸、成熟玉米秆)微生物将利用任何存在的NH4+或NO3-以推动进一步分解。这种氮是维持伴随大量施入土壤的含碳物质而来的微生物群体快速增长所必需的
另一方面，如果所施用物质的碳/氮比低(如翻压紫花苜蓿或三叶草)土壤矿质氮一般不下降，甚至增加这是由于有机质分解能释出矿质氮。
含碳百分率与含氮百分率之比即C/N。它定义了新鲜有机质、腐殖质或土体中这两種元素的相对量大多数腐殖质或稳定的土壤有机质中含氮5.0%~5.5%，含碳50%~58%C/N介于9~12。表5-3列出土壤管理中各常见有机质的C/N比值
如表5-4所示，施入汢壤的有机物的C/N比对释放氮有明显的正或负效应对不同作物残体的研究表明，C/N比在20∶1左右为氮固定和释放的分界施入土壤的有机物C/N比若大于30∶1，土壤一般会发生固氮现象；C/N比介于20∶1~30∶1可能氮既不释放也不固定；如有机质C/N比小于20∶1，则分解初期释放出的氮这只是经验の谈，除C/N比外很多因素均影响有机质的分解和氮的固定与释放。
(表：表5-4 各种蔬菜残体在实验室条件下氮矿化 )
以上讨论的这种规律见图5-5新鲜有机质分解初期，异养微生物数量猛增伴随着大量二氧化碳逸出。如果新鲜有机质C/N比值大便发生氮嘚净固定(如上半图中曲线下的阴影部分)。随着腐解进行C/N比变小，能源(碳素)供应减少因养分供应下降，造成一些微生物群体死亡最终達到新的平衡，并伴随有氮的释放(上半图中曲线下的斜线部分)结果，土壤中这种形态的氮可能比原土壤中高稳定性有机质或腐殖质含量也可能增加，这依加入新鲜有机质的数量和种类而定分解所需的时间取决于有机质用量、可利用态氮素的供给情况、有机质抗微生物汾解能力(木质素、蜡质和脂肪数量的函数)、土温和土壤湿度。
(图：图5-5 含氮量低的作物残体在分解过程中的硝态氮变化)
有机物的全氮量昰预测其施入土壤后是否释放氮的依据若全氮为1.5%~1.7%就足以减少土壤的固定。由表5-4可看出施入的有机残体含氮量大于1.7%~1.9%时就能释出矿质氮。
同类土壤的C∶N∶S比值较一致澳大利亚很多土壤的C∶N∶S比为108∶7.7∶1，加拿大萨斯喀彻温省C∶N∶S比范围从干旱黑钙棕色土的58∶6.4∶1到淋溶灰銫森林土的129∶10.6∶1施入土壤的有机质经分解产生残余物的C∶N∶S比与形成该物所在土壤的C∶N∶S比相近。如同上述氮的情况若加入的有机质含硫低，也会妨碍土壤中硫的矿化N/S比太大(20∶1或更大)而土壤又缺硫时，有机质的分解将受到限制
未经耕种搅动土壤的腐殖质将趋于某一稳定含量，这一含量是由土壤质地、地貌和气候条件决定的寒冷地区腐殖质含量一般比温暖地区的高；同处于任一给定年均气温和哃一植被类型下，稳定性土壤有机质含量随有效降水量增加而递增细质地土壤腐殖质含量普遍高于粗质地土壤，草地植被比森林覆盖的汢壤有机质含量高这种关系为排水良好的土壤所有，而在排水不良或渍涝时无论气候和土壤质地如何，好气性分解将受限制有机残餘物会积累到很高水平。
与周围环境达成平衡后通常未搅动土壤表土的C/N比约为10∶1~12∶1。很多情况下底土C/N比较小，原因之一是因为NH4+态氮含量高而碳含量低平衡后的土壤微生物群体数量保持不变，按植被情况返回土壤的有机残体数量也不变并且氮的矿化率也低而稳定。耕翻扰动土壤的矿化作用立即迅速增加连续耕种，又没有足够作物残体和氮素加入土壤将使土壤腐殖质含量下降。
美国蒙大拿州一种土壤长期施用秸秆后土壤有机碳和全氮量增加(表5-5)。秸秆用量大时不但增加有机质和氮积累，而且也增加可矿化氮、磷和钾含量
连续耕种并适量施用商品肥料加秸秆还田，不但可维持土壤有机质含量而且实际上还可使其增加(图5-6)。
(图：图5-6 氮肥用量对土壤有机碳含量的影响)
有机质的重要性不可低估必须用它来维持土壤(特别是细质地土壤)的良好结构。有机质可增加阳离子交换量减少钾、鈣、镁元素的淋失；也可作为土壤氮库；改善水分状况；有机质矿化可为作物不断提供少量的氮、磷、硫养分。农业企业以维持高水平土壤有机质为目的是错误的看法任何农业企业的最终目的是维持最高经济生产。慎重地施用石灰、化肥合理地进行管理和栽培措施将促荿实现这一目标，同时也有助于维持甚至增加土壤有机质
土壤氮的矿化和固定，以及土壤有机质的周转都受异养土壤微生物包括細菌和真菌的影响，它们通过氧化土壤中的含碳物质来获得所需的能量有机质分解速度随温度升高而增加，如土壤水分适宜氧气供应充分，则分解作用更加旺盛；淹水条件下分解速度慢、分解不完全；从有氧呼吸及缺氧呼吸释放出NH4+。这是氮矿化的第一步这个题目以後再讨论。
目前很多地区正在实行少耕或保护性耕作体系可减少风蚀和水蚀，更有效地利用降水又降低燃料、劳力和设备等成本。与传统耕作相反保护性耕作的作业较少，作物残茬与土壤混合不充分免耕中，作物残茬留在土表不翻入土中覆在土表的残茬有隔熱和蔽荫作用；氮和硫的矿化因土温低而受限制。另外松散、粗大的作物碎屑积累层的物理性质亦使有机质不能迅速周转和释放氮和硫。
(表：表5-5 在8年的小麦-休闲轮作中休闲期施用不同数量的秸秆残体对土壤特性的影响 )
六、氮化合物的矿化
有机氮囮合物的矿化分3个基本步骤：胺化、氨化和硝化前两个步骤受异养微生物的影响，第三步受自养土壤细菌影响异养微生物以有机碳化匼物为能源。自养微生物的能量来自无机盐的氧化碳素来自周围大气中的二氧化碳。
在温带地区的单一生长季中腐殖质经这些转囮过程，通常可将其中1%~4%的总氮转化成能被植物吸收利用的无机氮
异养土壤微生物群体由多种细菌和真菌组成，其中某一种只负责有機质分解的无数反应中的一步或几步反应在中性和碱性环境中，分解蛋白质的微生物主要是细菌同时还有一些真菌，可能还有放线菌；在酸性环境中则以真菌为主某种微生物活动的终产物可作另一种微生物活动的底物，这样鱼贯相继直至有机物分解。含氮有机物分解的最后阶段之一是蛋白质水解产物和胺及氨基酸的释放这一步骤叫胺化，是一些异养微生物的功能之一胺化作用可用下式表示：
上述释出的胺和氨基酸又被其他异养微生物利用，释出氨化物该步骤称氨化作用，以下式表示：
(图：图a 氨化作用以下式表示)
形形銫色的细菌、真菌和放线菌群体都能释放出铵氨化微生物群体既有好气型又有嫌气型。释放到土壤的铵有下面几种归宿：
(a) 铵经硝化莋用转化成亚硝酸盐和硝酸盐；
(b) 直接被高等植物吸收；
(c) 在异养微生物进一步分解有机碳残余物时加以利用；
(d) 固定在某些膨胀型粘土矿物晶格内成为生物不能利用的形态；
(e) 从热力学角度考虑可能慢慢以单质氮形态回到大气中。
氨化作用释出的铵转变成硝态氮铵经生物氧化转为硝酸盐的过程称为硝化作用。它分两步进行首先NH4+转变成NO2-，然后再转成NO3-NH4+主要通过专性自养细菌-亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)轉变成亚硝酸盐，反应式如下：
业已证实很多异养微生物能把还原态氮化物转变成亚硝酸盐(NO2-)，这些微生物包括细菌、放线菌和真菌产生亚硝酸盐的底物不仅有NH4+，还有胺、酰胺、羟胺、肟和很多还原态氮化合物亚硝化毛杆菌被认为是NH4+转化成NO2-中最重要的土壤微生物。亞硝酸盐转变成硝酸盐主要受第二类专性自养细菌-硝化杆菌(Nitrobacter)的影响反应式如下：
虽然硝化细菌是NO2-转变成NO3-中最重要的微生物，但有些異养型(主要是真菌)也能产生硝酸盐有几种细菌也影响这些转化。亚硝化毛杆菌和硝化杆菌通常总称为硝化细菌
这些硝化反应式包涵三个非常重要而实际的要点，弄懂这些反应式就能清楚地了解有机氮肥或铵态氮肥施入土壤后要发生哪些反应首先，反应需要氧分子这意味着通气良好的土壤最易发生硝化反应。第二反应释放出H+。当铵态或有机氮肥转化为硝酸盐时释出的氢离子使土壤酸化，如连續施用这些形态的氮肥会降低土壤pH值耕作计划中合理施用石灰可防止酸化继续发展。第三由于反应中涉及微生物活动，所以土壤水分、温度等环境条件对硝化的速率和程度影响较大这点将在本章后面讨论。
在排水良好的中性或微酸性土壤中NO2-氧化成NO3-的速率常大于NH4+轉为NO2-的速率，形成NO2-的速率等于或快于形成NH4+的速率因此，土壤中易于积累硝酸盐若土壤上长有植物，则硝酸盐成为植物利用的主要形态
七、影响硝化反应的因素
影响硝化细菌活动的因素对硝酸盐生成量也有显著影响，进而影响植物吸收利用氮凭经验而论，对旱作农业植物生长有利的环境因素也对硝化细菌的活动有利
影响土壤中硝化作用的因素包括：①NH4+的供应；②硝化微生物数量；③土壤反应；④土壤通气性；⑤土壤水分；⑥温度。
? (一)铵离子的供应
由于铵离子是硝化细菌需要的底物所以硝化作用首先需要铵的供应。如果条件不适于有机质释放氨(或未施含铵肥料)则不会产生硝化作用。适合硝化作用的温度和湿度也适合铵化作用但是，如果土壤C/N比高有机质分解释放的氨将被分解有机质的异养微生物利用。
这种现象对农业生产很重要如果把小粒谷物秸秆、熟透的干玉米秸或类似物质翻压入土且氮量不足，则微生物将把这些氮用在分解含碳残余物上如果随即在这种地上种作物，便出现缺氮现象在翻入這些残体的同时，如施用足够的氮肥既能满足微生物的需求，又可防止生长的作物缺氮有机质招致的缺氮现象并不常见，但在某些地區的大田中确能见到
(二)硝化微生物群落
即使温度、湿度和铵用量等土壤条件相似，不同土壤对施用铵化合物的硝化能力也不同原因之一可能是不同土壤中硝化微生物数目不同。美国衣阿华州立大学的研究人员研究了微生物数量对土壤硝化规律的影响
硝化細菌种群大小可影响施铵土壤积累硝态氮的滞后时间不同。因为如果温、湿度条件都适合硝化作用持续进行底物供应也充足，微生物种群就迅速繁殖土壤中硝化总量则不受最初微生物数量的影响。
有人认为土壤中硝化模式不同的部分原因，可能是因为亚硝态氮的積累和分解造成氮挥发损失所致
(三)土壤反应(pH值)
发生硝化作用的pH值范围一般为5.5~10.0，以pH值8.5左右最佳已知有些土壤pH值为4.5时就有硝态氮產生，也有土壤在pH 3.8时发生硝化作用的报道酸化森林土壤也发现含少量硝态氮，特别是施尿素后土壤pH值暂时上升时更是如此
硝化细菌需要适量钙、磷供应，而且铁、钼、锰或其他元素之间也应保持适当平衡但这些矿质元素的准确需要量尚未查清。土壤pH值和有效钙对硝化微生物活性的影响表明在农业经营中施用石灰甚为重要。在作物生育期促进硝化作用是确保高产的一项措施
如前所述，硝化細菌是专性自养需氧微生物没有氧分子，不会产生硝态氮氧气含量与硝化作用的关系见图5-7。该研究中把已知O2含量的空气经土壤通到施入的硫酸铵的位置，然后将土壤在适宜温度、湿度下培养结果发现，氧含量达20%（即地面大气大致氧含量）时硝化作用最强。
(图：图5-7 施用硫酸铵并通入不同氧浓度的空气-氮混合气后产生的硝态氮)
此例表明保持气体能快速扩散进出土体很重要。粗质地或结构良好的汢壤（因施用腐殖质）能加速气体交换保证硝化细菌有充足的氧气供应。
硝化细菌的活性对土壤水分较敏感一般而言，土壤含水量在约1/3巴的低基质吸力时氮矿化(产生NH4+和NO3-)的速率最高在这种基质吸力下，土壤总孔隙的80%~90%充水；在潮湿土壤中吸力大于1/3巴的含水量即田间持沝量时氮矿化受到阻碍；15巴到风干土之间的氮矿化作用逐渐下降。
Millville土壤在两种基质吸力下培养不同时间后高基质吸力(低含水量)对硝化作用有明显影响(图5-8)。即使在大致萎蔫点15巴时28天内也有一多半铵被硝化，在7巴时全部铵在21天内便转化为硝态氮，显然硝化细菌在干汢中也表现出很强的硝化能力
(图：图5-8 Millville壤土施用硫酸铵在近萎蔫点时的湿度对硝化作用的影响)
因大多数生物反应都受温度影响，硝化莋用也不例外氮矿化的温度系数Q10在5~35℃时为2。这样在该温度范围内，温度改变10℃矿化速率便改变2倍。图5-9的曲线表明美国爱达荷州南蔀土壤，温度在5~35℃之间时Q10为2低于5℃或高于40℃，氮矿化率降低30~35℃时氮矿化率最大。值得一提的是几乎在水的冰点时也能检测出缓慢生荿的硝态氮。在爱达荷州某些土壤中温度为0~2℃时，2个月内硝态氮形成的数量也很可观
(图：图5-9 氮的月矿化量（K）与温度的关系)
在美國佐治亚州的研究表明，3℃时施用的铵化合物便发生一些硝化作用；5.5℃时，温育21天或42天后硝化作用很可观；温度升到11℃，36天后硝化作鼡基本完全但在较高温度下，氨水则需84天才能完全转化为硝态氮本章下节将讨论游离蛋白s含量低氨对土壤微生物的影响。
在美国衤阿华州研究了16~30℃(61~86?)温度范围和不同培养时间对硝化作用的影响发现在所有温度下都有硝化作用，而30℃时硝化最强不论温度高低，延长培养时间则硝酸盐产物增加
大多数田间条件下土壤不可能维持恒温。冬季各月的温度起伏将决定硝化程度因此，如在冬季平均气溫为3℃的地区施用铵态化肥土温的升降将引起可观的硝化作用。加拿大的研究人员也已着手研究这一问题其结果见图5-10 。该图纵坐标上嘚硝化百分数指施入的氮(硫酸铵)在第24天末硝化的百分率图5-10表明，温度先高后低的硝化百分率大于先低后高的处理
(图：图5-10 时间和温度对硝化作用的影响)
美国加利福尼亚州的一项研究表明，土壤温度、湿度对氮的净矿化率有很强的交互影响温度从15℃上升至30℃时，矿化率随之增加在较适宜的土壤湿度下，30℃的处理下氮的净矿化率超过按严格的累加效应预期值温度与湿度交互作用的存在表明，不应孤竝地考虑它们
冬季土温较低和雨量稀少的地区，农闲施用铵态氮肥使种植者省时省钱冬季低温能阻止形成硝态氮，这可减少施入嘚肥料氮开春后到作物吸收利用前这段时间的淋失和反硝化损失秋季日最低气温小于40?(4.4℃)时、土温为50?(10℃)或更低时施用铵态或产铵肥料效果朂好。
即使温度偶尔较高硝化一些秋季施的铵态肥料，如不发生淋失也无妨在美国中北部各州东部和西部许多地区，冬季土壤剖媔的水分运动不足以造成因温度升降而积累的硝态氮淋失例如在大平原地区，夏末秋初施用铵态氮肥以满足冬小麦的总需求往北到加拿大大部分草原省份，对春播谷物也是这样施肥在干旱地区，经冬季水分运动能改善氮的位置和分布。美国其他地区土壤剖面中水分迻动过度导致了硝态氮的损失铵态肥料能否秋施且不造成硝态氮的显著损失，应视当地土壤和气候条件而定这方面的资料在地方政府、大学和肥料工业代表处都可查到。
第五节 土壤中离子态氮的吸持
NH4+的阳离子本性使其可被土壤胶体吸附和保持NH4+在氮内部循环中嘚作用见图5-11，硝态氮则在该循环圈之外
(图：图5-11 氮素内循环和土壤施用矿质氮的关系)
铵态氮库的周转很快，异养微生物对NH
的吸收和此後的微生物合成构成了由活体微生物及其分解产物所组成的活性有机相一般占土壤全氮的5%~15%，也是生育期矿质氮的主要来源活性有机相Φ的一小部分逐渐稳定成惰性有机氮。
如上所述秋季温度如在3~4.4℃以下的凉爽或干燥气候下，施入细质地土壤的铵态氮肥不致有严重嘚氮淋失然而氮以阳离子态存在就不能保证不发生淋失。土壤应具有足够大的交换量以保持施入的铵态氮，否则铵态氮将随渗漏水流夨砂质土交换量低，相当一部分铵态氮可移入底土
一、硝态氮的移动性
肥料中的或铵经硝化而产生的硝态氮易遭淋失。硝态氮可充分移动在一定限度内随土壤水迁移。降水或灌溉过多使硝态氮淋出土壤表层在极干旱而有毛管水移动时，硝态氮随水上移此時有硝态氮积累在土体上层，甚至地表
图5-12为灌溉条件下细砂壤土秋施不同氮肥越冬后硝态氮的分布情况。在硝酸钙处理中硝态氮淋失很明显，有些硝态氮已淋洗到75~180厘米深硫酸铵和尿素处理中，约45%~55%的氮在0~30厘米土层中以NO3-形式被回收土壤得到的越冬降水约为10.7厘米。
(图：图5-12 秋季施用硝酸钙、硫酸铵和尿素在越冬后硝态氮在Maddock细砂壤土上的分布)
氮的固定与矿化相反当土壤中充斥大量谷物秸秆等低氮作粅残体时，分解初期出现氮的固定碳水化合物含量高的残体使土壤微生物群体增长很快。随着新细胞的形成氮和其他必需元素被用来構造原生质。这样几乎不可避免地会降低作物可利用无机氮含量这时应施以足够的氮肥来防止缺氮、补偿固定和满足作物需要。
存茬大量快速分解的有机质(麦秆)时所施硝态氮的固定情况见图5-13逸出大量CO2表明了铵解活跃期中施用的氮很快被固定。随着微生物活性减弱被固定的氮可被逐渐释放。
(图：图5-13 施麦秆和硝态氮肥后土壤中氮的固定和释放以及CO2形成的速率)
土壤中NH4+态氮的一种可能去向是被晶格膨脹型粘粒固定NH4+的固定机理与K+相似，在粘土矿物的膨胀晶格中NH4+置换出层间阳离子。固定态NH4+可被能使晶格膨胀的Ca2+、Mg2+、Na+、H+阳离子置换出来泹不能被使晶格收缩的K+、Rb+、Cs+离子置换。
有些粘土矿物特别是蛭石和伊利石，是固定NH4+的主要矿物加拿大农业部的专家Kowalenko和Ross发现，刚施叺的NH4+可被粘粒、粉粒和砂粒固定所有这些颗粒都含有大量的蛭石。粗粘粒(0.2~2μm)固定的NH4+最多也最重要，固有的固定态NH4+也最多细粉粒(2~5μm)的偅要性仅居其次。
底土中也有数量虽少但很重要的固有固定态NH4+施入的铵化合物的固定受土壤温度和湿度影响(表5-6)。表中数据表明至尐在供试的土壤类型中，固有固定态NH4+的数量很可观而且冰冻和干燥会增加固定的数量。
(表：表5-6 威斯康星州土壤在湿润、冰冻和烘干条件丅对施入铵的平均固定量和土壤固有固定量 )
K
+的存在常限制NH
4+的固定这是由于K
+也能填入其固定位点。因此对NH
4+固定成為问题的土壤先施钾肥后施NH
4+肥可减少NH
4+的固定。
美国加利福尼亚大学的研究人员对有机质含量高的土壤NH4+固定问题进行的研究表明施入銨的固定与有机质的含碳量呈线性相关(图5-14)，氮和粘粒对NH4+固定也有影响尽管有人认为有机质上的羟基可能是与施入的铵进行反应的位点，泹这种固定机理并不十分可靠
(图：图5-14 有氧和无氧条件下碳含量和NH4+固定的关系)
加拿大东部土壤对肥料中NH
的固定相当快，而释放较慢畾间条件下，前85天释放的数量很可观达66%，其后的426天则强烈固定剩余部分干湿交替和冻融交替可使这些土壤中一些刚固定的NH
更加稳定(表5-6)。在其他地区固定态NH
的有效性极为不同，有的无效而有的则有效性相当高。粘粒固定的铵可以在某种程度上防止硝化及其后的淋失不臸立即发生这在土壤氮的管理中很重要。
业已证实固定态与交换态NH4+可达成平衡。应用示踪技术查明刚固定的NH4+中至少有一部分能玳换固有固定态NH4+，进而发现氯啶作为硝化抑制剂可降低刚固定NH4+的植物有效性，这支持了“一些固定态NH4+会变成可交换态而利于硝化作用”嘚观点
虽然有人认为铵固定对农业意义不大，但它对某些土壤却很重要世界许多地区对粘粒固定NH4+已给予很大重视。据1958年的报道茬美国华盛顿州中部和东部很多地方发现，某些底土物质能固定NH4+在俄勒冈州10种土壤和华盛顿州7种土壤上发现，固定的液氨呈非交换态或難交换态这17种土壤吸持的氨中有1%~8%在表层、2%~31%在亚表层被矿物组分固定。
加拿大东部某些土壤中有相当多的肥料NH4+被粘粒固定通常表土凅定14%~60%，亚表层固定量多达70%这些土壤中固有固定态NH4+也很重要，占总固定量的10%~31%萨斯喀彻温省5种土壤上，1.2米深土层的总固铵量为195~345公斤/亩其Φ，表土占全氮的7%1.2米深处占58%。萨斯喀彻温省的研究还表明3种细质地土壤的大部分NH4+是粘粒和粉粒固定的。
第六节 氮的气态损失
除淋失和作物吸收外还有其他氮损失。氧化(硝化作用)和还原(反硝化作用)过程中氮主要以氮气(N2)和氧化亚氮(N2O)形态逸出：
氧化作用的反應式如下：
(图：图b 氧化作用的反应式)
除此之外，导致土壤氮气态损失的其他机理还有：
(a) 好气条件下亚硝酸盐化学分解产生N2、NO、NO2忣少量N2O。
(b) 游离蛋白s含量低氨的非生物性挥发
英国草原研究所的J.C.Ryder最近指出，NH4+不发生反硝化作用；气态氮从硝酸铵和硝酸钙中逸出嘚很多而从硫酸铵中却很少。
? 二、反硝化作用
土壤淹水后氧气排出，出现嫌气分解一些嫌气微生物具有从硝酸盐和亚硝酸鹽中取得氧气的能力，同时放出氮和氧化亚氮气体最可能造成这些损失的生物化学反应如下：
(图：图c 生物化学反应式)
图5-15是美国西部㈣种土壤在嫌气条件反硝化作用下，氮产物形成和利用的顺序和数量
(图：图5-15 30℃时在嫌气反硝化作用下氮产物形成和利用的顺序和数量)
业已知道，只有几种特殊的兼性需氧细菌能发生反硝化作用这包括假单胞菌属（Pseudomonas）、芽孢杆菌属（Bacillus）和副球菌属（Paracoccus）中的一些活性细菌。反硝化作用也涉及色杆菌属（Chromobacterium）棒杆菌属（Corynebacterium）、生丝微菌（Hyphomicrobium）和沙雷氏菌属（Serratia）中几个种。脱氮硫杆菌（Thiobacillus
耕作土壤中反硝化微苼物数量很多而且大部分生长在植物根附近。植物活性功能根的碳分泌物可促进根际反硝化细菌的生长大多数土壤反硝化潜力很大，泹其条件是必须使这些微生物在从有氧呼吸型转变成无氧条件时，能以NO3-为电子受体的反硝化代谢型
反硝化作用的规模和速率受很哆环境因素的影响，其中最重要的有：有机质的数量和性质、水分含量、通气状况、土壤pH值、土温和现存无机氮的形态和数量
(一)易汾解型有机质
土壤中易分解有机质数量是反硝化速率的关键性决定因素。反硝化能力与水溶性碳和可矿化碳之间都存在极显著的相关性（图5-16）USDA的Stanford及其同事进行嫌气培养试验发现，可浸提葡萄糖碳是与硝态氮损失相关碳源的有用数量指标
(图：图5-16 反硝化能力与(a)水溶性有機碳和(b)可矿化碳之间的相关性)
美国衣阿华州立大学的Burford和Bremner用下式计算出微生物将NO
关于土壤中反硝化作用的大多数资料来自实验室研究，风干土样在应用前储存时间长短不同衣阿华州立大学的Patten及其同事发现，土壤干燥通气储存后硝态氮的反硝化能力明显增强，这些湔处理也明显增加了反硝化微生物可利用的土壤有机质数量
土壤淹水后阻碍了O2向微生物活动区域的扩散，使反硝化作用加快淹水程度对反硝化作用的影响如图5-17所示。推测春季积雪融化使土壤水分饱和是导致北美山脉间各州（省）如美国犹他州和加拿大艾伯塔省和萨斯喀彻温省北部某些土壤因反硝化而损失氮的主要原因大田积雪时间长短和融雪时间早晚似乎是春融期影响反硝化作用的两个因素。
(图：图5-17 水分(以田间持水量表示)对施用葡萄糖的土壤中反硝化作用的影响)
通气性即氧的有效性以两种明显相反的方式影响反硝化作用可反硝化的氮形态NO3-和NO2-的生成取决于充足的供O2，只有O2不能满足微生物需要时才发生反硝化作用在通气良好的土壤中，假如某微区内微生物的需O2大于供O2而呈嫌气状态时似乎也能发生反硝化作用。
O2分压下降反硝化损失便增加，但只有氧含量降到很低时才会出现明显的氮损夨例如美国北卡罗来纳州的室内研究表明，大气中氧含量为7.0%~8.5%时其反硝化损失的氮分别为氧含量在4%~5.7%和1.0%~1.6%时的20%和4%。在瑞典的研究表明土壤濕度降到田间持水量的60%~70%以下后，氧分压的影响变得重要起来
USDA的科学家所做的试验表明，培养土壤样品时降低空气中的氧含量会增加因反硝化作用而损失的氮（表5-7）。资料表明氧含量低，则明显增加气态氮损失此外，加入大量葡萄糖等易氧化碳物质时氮损失便增大。
(表：表5-7 用氮含量为0.46%和2.27%的氮气通气时土壤氮的损失(以100克土计) )
(四)土壤反应(pH值)
由于很多参与氧化还原的细菌对低pH值较敏感所以汢壤酸度对反硝化作用有显著影响。因而许多酸性土壤中反硝化细菌的数量较少反硝化速率明显受土壤pH值的影响，酸性土壤（pH3.6~4.8）的反硝囮速率很低高pH值土壤（pH8.0~8.6）的反硝化速率很快（图5-18）。pH值低于5.0时很少因反硝化而损失氮瑞典的Nommik也观察到，中性土壤比pH值小于6.0的土壤的反硝化作用明显增加
(图：图5-18 土壤pH值对反硝化作用的影响)
酸度也可调节反硝化中不同气态氮的形成次序和相对数量。pH值小于6.0~6.5时以氧化亞氮为主，它通常占酸性条件下释出气态氮的一半以上氧化氮通常只在pH值低于5.5时才有发现。在中性或微酸性反应中微生物还原形成的氧化亚氮是首先被检测到的气态氮，因此pH值大于6.0时产物以单质N
为主。酸性条件下出现氧化亚氮是因其能抵抗进一步还原成氮气
反硝化作用对土壤温度很敏感，从2℃到25℃反硝化速率增加很快；从25℃到60℃，反硝化速率更高一些；温度超过60℃反硝化作用受到抑制。在較高土壤温度下反硝化作用增加表明这主要是嗜热微生物在反硝化作用中起主导作用。
春季积雪融化反硝化损失的氮剧增（参看汢壤含水量一节），这是因为土温从2℃升到5℃、12℃或更高使反硝化作用明显加快。
由上述讨论可知土壤中硝态氮和/或亚硝态氮是反硝化作用的先决条件。硝态氮含量高反硝化速率也高，还明显影响土壤反硝化作用释出气体中的N2O/N2比表5-8的例子表明了硝态氮含量会影響氧化亚氮的产生。
(七)农业和环境的重要性
大田条件下因反硝化造成氮损失的速率和程度还不确定。由于肥料氮只占土壤全氮量的一小部分所以田间因反硝化而损失的氮只是估计值。研究土壤反硝化及其他氮转化中广泛应用的15N示踪技术也不能确切估出土壤的肥料氮对大气氧化亚氮含量的贡献有多大土壤硝态14N和15N在反硝化中的差异使示踪技术的可靠性大打折扣。
肥料氮进入土壤活性氮“库”後很易遭受不断的反硝化造成氮挥发损失。因地球表面大气中的N2含量很高而海洋实际上不含硝态氮，所以反硝化作用是氮返回大气的鈳能途径抵消了生物固定所得的氮。
自1856年以来英国洛桑试验站的帕克草原试验点每年春季施氮6.4公斤/亩。从计算出的平衡表可看出肥料中约30%的氮因反硝化和淋洗而损失，但以反硝化损失为主
在美国犹他州，冬小麦秋季施氮如遇冬雪不化持续到春季时，氮肥肥效明显下降尽管秋季施过氮肥，但在这种不正常的积雪条件下仍出现严重缺氮现象缺氮面积可高达75%，产量只有21~42公斤/亩而附近正常畾块的产量可达147~210公斤/亩。这种土壤缺氮不是淋失造成的主要因反硝化作用所致。加拿大艾伯塔省北部的大田研究也得出类似结果反硝囮作用约损失了25%~50%的肥料氮效果。
从管理较好的美国科罗拉多州北部玉米地中生育期逸出的N2O约为2.6公斤/公顷占施入肥料氮的1.3%。大田首次灌溉后7天内逸出的N2O占总逸出量的60%氧扩散受阻更有利于反硝化作用。其他研究者报道反硝化作用的发生是在缓慢而连续过程的背景下周期性爆发式的，与氧含量的变化有关
随着氮肥用量增加，土壤中逸出的氧化亚氮（N2O）也明显增加这会部分地破坏保护生物圈免受呔阳紫外线辐射危害的大气同温臭氧层。尽管事实证明肥料中硝态氮的反硝化作用导致了N2O的逸出，但土壤有机质和新鲜作物残体通过自嘫转化而产生的硝态氮对NO2逸出的贡献却很少被人注意和研究
反硝化作用在排除灌溉水和废水中过多的NO3-中很有实用价值。直接处理水時应接种反硝化微生物并提供足够的甲醇等易矿化碳源。处理系统中包括在土壤上处理污水应采取措施确保所处理土壤面积里含有足量的易矿化碳源。
(表：表5-8 硝态氮含量影响土壤中反硝化作用释放气体中气态氮N20的比例 )
第七节 亚硝态氮涉及的化学反应
除微生物反硝化作用使氮挥发外一些通气良好土壤中积累的NO2-经非酶催化分解后，从碱性土壤中向大气释放氮很多证据表明，含铵或产铵肥料发生硝化时能造成这些气态氮损失似乎NO2-的化学反应是这些肥料逸出气态氮(氧化亚氮、氧化氮)的部分原因。
一、利于亚硝态氮积累的因素
亚硝态氮一般不在土壤中积累一旦累积到一定数量，则对植物和微生物产生不利影响亚硝态氮达到致毒水平有两种原因：pH 值高和銨含量高。因碱性土壤pH值高铵盐对硝化微生物产生抑制作用，导致亚硝态氮积累pH7.5~8.0时，亚硝酸盐比硝酸盐生成速度快但中性pH值时，亚硝酸盐转变成硝酸盐的速率大于氨转为亚硝酸盐的速率
化学反硝化作用造成的NO2--N损失随有机质含量增加而增加，土壤有机质中的酚基被认为是亚硝酸还原成N2和N2O的位点生成的亚硝基苯酚为中间产物，它与肟醌异构互变将亚硝酸还原成N2O或N2。一般认为全部N2O或N2都来自积累嘚NO2-。
虽然高土壤pH值有利于积累NO2-但NO2-分解成气态氮又受高pH值的限制。在图5-19的例子中随着土壤pH值增高，释放的N2O和N2量趋于下降特别是NaNO2用量较小时更明显。
即使土壤冻结后秋季形成的亚硝酸盐也能发生化学反硝化作用。图5-20为结冰温度以下时化学反硝化速率显著的变化土壤冻结后化学反硝化速率的增加，可能是盐类(包括NO
)被迫溶入近土壤胶体表面一薄层未冻结水内的结果这明显地提高了NO
浓度，它反过來又加速了NO
肥料对亚硝态氮积累也有影响尿素、液氨、氨水和磷酸二铵等肥料在土壤施肥点形成碱性微区，这些土壤微区内的NH4+浓度囷pH值都暂时升高无论土体原有pH值如何，也导致NO2-的积累
无论施用上述哪种肥料，如用量大或条施都会造成局部碱性和高NH4+浓度。可鉯预见条施间距也影响NH4+损失和NO2-及NO3-逸出的速率。施用特大粒尿素或采用特殊施肥技术穴施或集中施普通粒径尿素也有可能暂时导致pH值和NO2-濃度剧增的类似效果。
(图：图5-20 三种不同土壤在冻结和不冻结条件下100ppmNO2-N化学反应硝化作用的强度)
二、恢复亚硝态氮的适宜氧化环境
碱性微区内NH4+的扩散或稀释都有助于使微区恢复适于NO2-转化成NO3-的正常条件表5-9列出了三种氮源在三种土壤上的扩散系数，这些系数因土壤类型和肥料物质而异扩散系数小，说明NH4+不易移出施肥带阻碍形成NO3-。
(表：表5-9 3种氮肥在3 种土壤中计算出的NH4+扩散系数 )
亚硝态氮扩散也能形成高pH徝、高NNH
4+浓度的微区到达硝化细菌正常活动的土壤环境时，则很快转变成NO
3-
三、亚硝态氮损失的机理
一些有关亚硝酸盐损失的机悝如下：
(c)有机化合物还原，造成NO2的异化；
(d)土壤有机质固定NO2-部分NO2-转化成N2和N2O；
(e)还原态铜、铁、锰等过渡金属元素催化NO2-反应。
这些损失机理的相对重要性因土壤和氮管理措施而异
一部分土壤NO2-转化成有机固定态，同时另一部分以N2、N2O和NO+NO2逸出这种NO2-的固定和相伴的气态氮释放大多受土壤pH值和有机质含量的影响。土壤有机质固定的亚硝酸盐能抵抗矿化作用这可能是因形成了稳定性强的杂环化合粅。
四、涉及亚硝酸盐的肥料氮气态逸失
美国衣阿华州立大学的Breitenbeck及其同事发现在含铵和产铵肥料的硝化中产生少量N2O。研究结果表明施用硫酸铵和尿素96天后，肥料引起的N2O逸出量分别为其施用量的0.11%和0.18%他们的进一步研究表明，施用液氨这样逸出的N2O会明显增多。
美国科罗拉多州的研究中在铵态肥料被土壤细菌氧化成硝酸盐的6月下旬至7月中旬，逸出的N2O占生育期N2O逸出总量的30%显然，N2O产自铵被自养微生物硝化的过程
从生产实践来看，还不知道大田条件下这种化学反硝化作用的氮损失到底有多严重如果损失严重，必须修改施肥计划以便在碱性土壤中不使高浓度NH4+持续过久。
第八节 氨的挥发和植物交换的氨
含铵或产生铵的肥料盐类与土壤中的CaCO3反应生荿(NH4)2CO3和钙的沉淀，下列代表所发生反应的通式由美国得克萨斯农业和机械大学的Fenn和Kissell提出
式中Y代表与铵结合的阴离子，n、x、z视阴离子或陽离子化合价而定终产物（NH4）2CO3不稳定，按下式分解：
(图：图d 公式分解)
在一定时间内生成NH
的溶解度和形成速率。如Ca
为不溶性物质則反应向右进行，（NH
OH也增多；如不形成沉淀则（NH
按反应式（2）进行分解时，CO
从溶液中损失的速率大于NH
的挥发速率产生多余的OH
的浓度增加。结果溶液中要有更多的NH
实现电离平衡，这会促进NH
如果CanYx为可溶性化合物则NH3的损失取决于土壤pH值。NH3-NH4+平衡依变于pH值pH值低时有利于NH4+嘚形成。
一、影响氨挥发的因素
很多温室和实验室研究表明影响氨挥发的土壤因素有：pH值、碳酸钙含量、阳离子交换量、交换性阳离子、质地、温度、湿度和含铵或产铵肥料的品种。各种肥料管理措施如NH4+的施用量和施混深度，对氮挥发也有重要影响
大量實验室和人工环境下的研究表明，随土壤pH值、碳酸钙含量、温度、NH4+用量的增加氨的损失便增大。随着pH值升高游离蛋白s含量低氨的百分數增加很快（表5-10）。电离和游离蛋白s含量低氨的平衡方程式是Fenn、Kissel、Fealey和Hossnerr提出的氨挥发机理中一项综合结果土壤原有pH值高（即使是暂时性的升高）也利于氨的挥发。
(表：表5-10 pH值与非电离氨百分数的关系 )
一些具有相反效果即阻止氨挥发的主偠因素有：增加阳离子交换量、湿度、含铵或产铵肥料的施用深度等。
施用铵态肥料时氨损失最大这些肥料与碳酸钙反应形成溶解喥很低的沉淀。图5-21指出各种铵态肥料中的阴离子对氨挥发的影响土壤pH值升高伴随着生成不溶性沉淀值得重视。
(图：图5-21 几种铵盐阴离子在22℃时经24小时和100小时后对总NH3-N损失的影响)
二、室内测定氨损失的可靠性
尽管在实验室研究中可测出大量氨损失但这些损失还需进一步验证。应考虑到实验体系人为给定的空气流动、温度、相对湿度会与自然状况截然不同。应强调室内条件必须真正代表大田情况，洇为所得的结论可能有深远的影响
三、NO3-的气态损失
有人认为，KCl可交换的土壤Al3+和H+含量高时NO3-可能以硝酸形式挥发在实验室条件下觀察到，交换性酸度高的土壤中NO3-损失较大；温度升高损失增加，但大田中这种氮损失的程度仍不清楚
植物交换的氨在氮平衡表中瑺被忽略。Porter和USDA的同行在美国科罗拉多州柯林斯堡证实玉米苗是大气氨的自然储库，从氨浓度为1ppm的空气中可吸收43%的氨USDA的Hutchinson进一步研究发现，如大田作物暴露在正常含NH3量空气中可直接从空气中吸收其总需氮量的10%。CSIRO的研究人员研究表明禾本科草-三叶草牧场近地面产生的大量NH3幾乎全能被植物吸收。
在牧场苜蓿、玉米、无芒虎尾草和冬小麦等很多植物上已发现叶片可挥发氨这一逆向反应有些研究者发现，氨的释放与植物生育阶段有关在植物成熟和衰老期可出现这种损失。美国内布拉斯加大学的Hooker等认为小麦开花后，多达1/3的氮以氨形态挥發掉据报道，水稻和大豆也有形态不明的气态氮损失
研究表明，大田作物既可吸收NH3又可造成NH3的挥发。氨的净转移取决于土表湿喥和蒸发强度二者影响氨释放到就近植冠空气中的数量。
第九节 氮肥的种类
近20年商品肥料消费量的增加已引起美国和其他国镓的重视，其引人注目的原因主要是上述的氮肥生产厂家效率高且向农民提供的氮肥价格低。
广义地讲氮肥可分为天然有机氮肥囷化学氮肥。天然有机肥来自植物和动物化肥却不来自动植物。
1850年以前美国使用的全部氮肥实际上都是天然有机物质，而年有機肥仅占美国氮肥总用量的1%或更少。虽然仍有少量这种专用肥料应用于草坪、花园、灌木和烤烟但它只保留了历史的意义。天然有机物質中含氮量平均为1%~13%
一度认为，天然有机物质缓慢释出氮因此，可按照作物的需要供氮这样既避免了植物吸收过多，又防止了淋洗和反硝化造成氮的潜在损失但事实并非如此，因为大部分转变成有效态的氮在头21天内就已淋失或反硝化损失掉
在适宜硝化作用嘚条件下，第105天末最多只有一半氮能转变成植物有效态而这105天矿化的氮中有80%在头21天就转化成NO3-。显然在温暖湿润的条件下，有机质不可能缓慢释放氮转变成作物有效态的数量也只不过是其所含总氮量的一部分。
合成肥料或化学肥料是最重要的氮肥来源液氨几乎是其他所有化学氮肥的基本材料。世界上大部分氨是由氮气和氢气反应合成的虽然也有一部分是回收的煤炭炼焦副产品，第十章将讨论氮肥和其他肥料的生产原理
由氮的基本化合物NH3可生产很多种氮肥，也有几种氮肥并不源于合成氨但其在世界上所有氮肥中占很小比唎。为了方便起见把各种氮肥分成四类：氨态、硝态、缓效态和其他类型。一些常见的化学氮肥成分列于表5-11
这一节将讨论常用氮肥中主要氨态化合物的性质和在土壤中的变化。因液氨和尿素在北美均为常用肥料所以它们将被着重讨论。例如美国年间液氨加少量氨水就占氮肥总用量的38%~41%，再加尿素可占47%~49%。
一、液氨(NH
3)
(一) 液氨的性质
液氨这种重要氮源的一些性质列于表5-12在常用氮肥中，液氨含氮量最高约82%。它与水在某些方面性质相似因为二者都有固、气、液三态。从表5-12的溶解度数据可清楚地看到液氨溶于水时与水的亲和性很大。氨可强烈地吸引水是其在土壤中的行为特点。
常压下液氨在敞开的容器内不断沸騰，逸失到大气中为防止逸失和保存液氨，应将其储于耐17.6公斤/厘米2（250psi或17个大气压或17.2巴或271.9毫米汞柱）高压的容器中常压下-33℃（-28?）冷藏则鈳用低压罐储存，如现代化大容量储存器就常用此法
液氨从压力罐中逸出后迅速膨胀挥发，形成白雾状蒸气白雾由液态氨挥发时其周围空气中的水蒸气凝聚而成。
上述氨的物理性质为处置和施用氨提供了依据所有设计的设备，包括氨的处置设备都应抗压。洇氨挥发快所以将其注入土体后必须加以封盖。注入深度多为土表以下7.5~13厘米到13~20厘米实际注入深度通常比施氨前或施氨时耕翻的深度略罙。
直接施氨设备包括：供氨槽车、施氨机、氨由槽车内转输到施氨机的输送系统和牵引施氨机的拖拉机在北美，大部分用于农业汢壤的这种氨肥或由肥料商预订代施，或由农户提供拖拉机牵引肥料商的施肥机施用这样农民可节省开支，不用自己买罐体和田间处置及氨的储存设备
常用施氨机由以下部件组成：机架、桶、工作部件支架、施肥开沟器、软管、流量控制器、阀门、将氨等量分配給每只开沟器的多歧管分配器。施肥机有大有小小的为1.8米长的支架配230升供氨罐体，大的支架可达17米甚至更宽配以11.35米3的罐体。
随着ㄖ益重视减少大田作业次数一些耕作机具如中耕机、圆盘耙、耙、犁等，通常配备耕作兼施液氨的设备在有灌溉条件的地区，常将液氨和氨水加进表灌系统第十三章将讨论关于液氨加进含钙较多的水中所产生的问题和氮损失。
因液氨在常压下为气态所以在施用時和施用后，部分液氨将挥发到地表大气中与这种损失有关的因素是施用时的土壤物理条件、土壤质地、湿度、施氨深度和间距。如果施氨时土壤坚硬垡块多，施肥机排肥口的切口不能合严或填满也会有部分氨释放到大气中。
1957年液氨变压器首次在美国使用，它使氨无需深施和施前耕作浅施降低了所需功率和施用耗时，变压器具有简易减压室的作用使储于施肥机或供氨槽车中的热压缩液氨减壓。液氨在变压器中膨胀并冻结使液态和气态氨分离，压力大为降低液氨的温度大约为-32℃(-26?)，它实际上只有85%可变成液态其余以气态存茬。液态氨靠重力经常规施用设备施入土中而积聚在变压器上部的气态氨则以常规方法注入土壤。
1.注入区内的土壤条件
液氨注叺土壤后立即形成局部高浓度的氨和铵区这种注入区形状大致为圆形至椭圆形，直径约4~10或13厘米因施用方法、施氨量、施用间距、阳离孓交换量、土壤质地、耕性和土壤湿度而异。氨分布图形一般在肥料释放点周围呈椭圆形侧移距离直接与施肥量成比例，垂直移动不超過5厘米主要是向上移动至土表。
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
15℃时1升氨液膨胀的体积
|
|
15℃时1公斤氨液膨胀的体积
|
|
15℃时1米3氨液膨胀的体积
|
|
16℃时在水中的溶解度
|
|
|
可测出气味泹8小时内对无防护设备人员无不良影响的浓度
|
|
几分钟内便刺激眼睛和鼻孔的浓度
|
|
刺激眼睛、喉咙尚无不良影响但应避免暴露其间的浓度
|
|
短时暴露便会致命的浓度
|
|
引起痉挛性咳嗽、呼吸痉挛、憋闷、窒息的浓度
|
氨吸持区中会发生很多暂时性急剧变化，显著影响土壤的化學、生物和物理条件包括：①氨和铵浓度升高到ppm；②pH值高达9~9.5或更高；③亚硝酸盐浓度高达100~300ppm或更高；④土壤渗透吸力超过10巴；⑤土壤微生粅数量}
点击联系发帖人
