lucene 使用:有机农耕——土壤氮和氮肥

土壤氮和氮肥
[美国]S.L.Tisdale W.L. Nelson James D. Beaton
第一节 根瘤菌和其他共生细菌的固氮作用
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年美国化肥用量超过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。
一、固氮量
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、寄主植物及二者发育的环境而异。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。新西兰的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。
(表：表5-1 豆科植物固氮量 )
豆科植物固氮量(公斤/亩/年)
报道值范围典型值
苜蓿4~3414.5
拉地诺三叶草-13.4
草木樨最多208.9
红三叶草6~138.5
三叶草(类)4~23-
野葛-8
白三叶草-7.7
豇豆4~96.8
胡枝子(一年生)-6.4
巢菜6~106
豌豆2~115.4
大豆4~127.5
冬豌豆-3.4
花生-3.2
菜豆最多53
蚕豆4~119.8
蚕豆(阴生型)最多49-
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理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。
二、豆科作物所固定氮的转移
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生作物提供氮。
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用，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。
三、豆科作物施氮
只有土壤有效氮含量最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、潮湿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 在美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。
四、土壤反应与根瘤菌活性
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表明，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。
(图：图5-2 加拿大阿尔伯达省和不列颠哥伦比亚省东北部28个点上土壤pH值对紫花苜蓿、红三叶草的根瘤菌数目、结瘤及相对产量的影响)

对酸性土壤施石灰可明显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。现已应用特殊接种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浆中。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。
(图：图5-3 苜蓿在接种3个不同苜蓿根瘤菌株系后的增产值和不同土壤 pH 值水平下的生长情况)

五、有效结瘤
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体积要大而长(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。无效根瘤体积小 (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。
六、豆科乔木或灌木固氮
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。很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。下列植物科中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，常见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，是这些非豆科木本植物固氮的执行者。
第二节 土壤微生物固氮和来自大气的氮
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 汇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。
(表：表5-2 生物固氮中具有重要经济价值的细菌 )
生物一般特性农业应用
自生固氮菌好气,自生固氮,生长在土壤、水、根际和叶片表面尚未证实对植物有利,可刺激根系和植株生长
固氮螺菌属低好气型,自生固氮,或与禾本科草根共生。根内共生？可能用于增加禾本科草产量,接种对作物有益。可刺激根系和植株生长
根瘤菌属在豆科植物-根瘤共生体内固氮接种适宜菌种对豆科作物有益
放线菌、法兰克氏菌属与桤木、杨梅属、木麻黄属等非豆科植物共生固氮可能对造林和木材生产是重要的
蓝绿藻、鱼腥藻像高等植物一样含叶绿素,水生和陆生改善水稻土上的水稻生产,红萍(水蕨)-蓝绿藻共生用作绿肥
注释：资料来源：Okon, Phosphorus Agr., 82: 3 (1982).　　一、蓝绿藻
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。炎热气候条件下，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，这一点相当重要。
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。
在美国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。
二、联合固氮菌
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物的根表面，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际，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。前苏联农学家认为，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用的普遍看法。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、有天然植被的试验点上，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。
拜叶林克氏菌属(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，有人认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大气。
四、来自大气的氮
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，无疑其中一些氨是因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。在美国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-的数值。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入土壤，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。有关酸雨中硝态氮问题请参阅第二章。
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。
第三节 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%。土壤氮一般可分为无机态和有机态。表土中氮的95%或更多为有机氮。
一、无机氮化合物
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)。单质氮呈惰性，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%。
二、有机氮化合物
土壤有机氮包括固定态氨基酸（即蛋白质）、游离氨基酸、氨基糖和其他未确定的复合体。最后一类包括以下物质：
(a)铵和木质素反应的产物；
(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，一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、粘粒或木质素相连的游离氨基酸。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度高，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态的氮，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。
一、硝态氮
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，体内合成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。
二、铵态氮
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+在土壤中既不易淋失，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，植物组织中无机阳离子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生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业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NH4+比施NO3-产量高。NH4+在土壤中存留更久，能给作物提供适宜的氮营养，可能这是它优于NO3-的原因之一。
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积浓度相当高的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，而另一些病害则在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土壤中的氮)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-)。氮固定是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，泛指各分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，包括从新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。
(一)碳/氮比
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种元素的相对量。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，施入土壤的有机物的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。这只是经验之谈，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5-3 各种有机物的C/N比值 )
有机物C/N比
草木樨(幼嫩)12:1
厩肥(腐烂)20:1
三叶草残体23:1
新鲜黑麦36:1
玉米秸60:1
谷物秸杆80:1
梯牧草80:1
沥青94:1
煤油和页岩油124:1
橡树200:1
松树286:1
原油388:1
锯末(普通)400:1
云杉1000:1
冷杉1257:1
注释：资料来源：Beaton,“Land Reclamation Short Course,”Univ. of British Columbia, pp. Ba-B24 (1974); McGill等, 在Paul和Ladd编辑的Soil Biochemistry, Vol. 5, p. 238. New York: Marcel Dekker, 1980.(表：表5-4 各种蔬菜残体在实验室条件下氮矿化 )
作物残体C/N比矿化氮总量(毫克)
恒定气流中烧杯内番茄吸收氮
对照土壤1.80.2690.4250.294
番茄茎45.30.0290.0290.051
玉米根48.10.0410.0440.007
玉米茎33.40.1280.2170.038
玉米叶31.90.0370.1230.020
番茄根27.20.0340.0320.029
羽衣甘蓝根19.60.3310.1840.311
菜豆茎17.30.7690.6760.823
番茄叶15.60.6650.8950.835
菜豆茎12.11.0771.3561.209
羽衣甘蓝根11.21.9071.7882.254
羽衣甘蓝叶9.71.5211.4321.781
注释：资料来源：Iritani和Arnold, Soil Sci., 89: 74 (1960).　　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，便发生氮的净固定(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，最终达到新的平衡，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、有机质抗微生物分解能力(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)

(二)含氮量
有机物的全氮量是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。
(三)碳氮硫比
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到淋溶灰色森林土的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同一植被类型下，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土壤有机质含量高，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，有机残余物会积累到很高水平。
(四)有机碳
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、钙、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成实现这一目标，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，包括细菌和真菌的影响，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，这个题目以后再讨论。
(五)耕作
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热和蔽荫作用；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 )
土壤特性及深度秸杆施用量(公斤/亩)
0112224449
有机碳(%)
0-7.6cm1.791.992.112.20
7.6-15.2cm1.331.401.501.71
15.2-30.5cm1.111.121.251.32
土壤全氮(%)
0-7.6cm0.0890.0970.0960.102
7.6-15.2cm0.0720.0740.0830.087
15.2-30.5cm0.0630.0680.0690.068
8周氮矿化量(ppm)18.220.922.724.4
NaHCO3浸提P(ppm)7.88.48.89.6
交换性钾(meq/100g)0.710.820.911.01
注释：资料来源：Black和Siddoway, J. Soil Water Conserv., 34: 220 (1979).　　六、氮化合物的矿化
有机氮化合物的矿化分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合物为能源。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，腐殖质经这些转化过程，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。
(一)胺化作用
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机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：
蛋白质 → R-NH2 + CO2 + 能量 + 其他产物
(二)氨化作用
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)

形形色色的细菌、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) 铵经硝化作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。
(三)硝化作用
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)转变成亚硝酸盐，反应式如下：
2NH4+ + 3O2 → 2NO2- + 2H2O + 4H+
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。亚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：
2NO2- + O2 → 2NO3-
虽然硝化细菌是NO2-转变成NO3-中最重要的微生物，但有些异养型(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，如连续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+转为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。在翻入这些残体的同时，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，但在某些地区的大田中确能见到。
(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。
硝化细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积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时就有硝态氮产生，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。
(四)土壤通气性
如前所述，硝化细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土壤（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。
(五)土壤水分
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水量时，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，显然硝化细菌在干土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)

(六)温度
因大多数生物反应都受温度影响，硝化作用也不例外。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，美国爱达荷州南部土壤，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成的硝态氮。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)

在美国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天后硝化作用基本完全。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氨对土壤微生物的影响。
在美国衣阿华州研究了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，如在冬季平均气温为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 。该图纵坐标上的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，不应孤立地考虑它们。
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，这可减少施入的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最好。
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，冬季土壤剖面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移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+在氮内部循环中的作用见图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NH4+的吸收和此后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。活性有机相中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的氮淋失。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失。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，此时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)

二、氮的固定
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物残体时，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构造原生质。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。
存在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)

三、铵的固定
土壤中NH4+态氮的一种可能去向是被晶格膨胀型粘粒固定。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，但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，刚施入的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)的重要性仅居其次。
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，至少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、冰冻和烘干条件下对施入铵的平均固定量和土壤固有固定量 )
土层分组平均固有固定态铵(meq/g)施铵的平均固定量(meq/100g)
湿润冰冻烘干
灰棕色灰化土
Ap+A10.510.080.140.68
A2+A30.410.060.060.35
B1+B20.600.150.250.82
湿草原土
Ap+A10.640.070.100.56
A30.650.070.110.72
B1+B20.600.150.160.67
注释：资料来源：Walsh等, Soil Sci., 89: 183 (1960).　　K+的存在常限制NH4+的固定，这是由于K+也能填入其固定位点。因此，对NH4+固定成为问题的土壤先施钾肥后施NH4+肥可减少NH4+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，施入铵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，但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NH4+的固定相当快，而释放较慢。田间条件下，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NH4+更加稳定(表5-6)。在其他地区，固定态NH4+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至立即发生，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+中至少有一部分能代换固有固定态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”的观点。
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，在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难交换态，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，通常表土固定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。其中，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：
一、氧化作用
氧化作用的反应式如下：
(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及少量N2O。
(b) 游离氨的非生物性挥发。
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得很多，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盐中取得氧气的能力，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是美国西部四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 denitrificans）和排硫硫杆菌（Thiobacillus thioparus）等一些自养微生物也能引起反硝化作用。
耕作土壤中反硝化微生物数量很多，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，但其条件是，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多环境因素的影响，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)易分解型有机质
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)水溶性有机碳和(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NO3-还原为NO2-或N2时所需的有效碳数量。
4(CH2O) + 4NO3- + 4H+ = 4CO2 + 2N2O + 6H2O
5(CH2O) + 4NO3- + 4H+ = 5CO2 + 2N2 + 7H2O
从反应式可知，1ppm有效碳可产生1.17ppm N2O-N或0.99ppmN2-N。
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，这些前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。
(二)土壤含水量
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)

(三)通气状况
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失。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，土壤湿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) )
培养期无葡萄糖加0.5%葡萄糖
硝态氮全氮硝态氮全氮
测定值(mg)减少 (%)测定值 (mg)损失 (%)测定值(mg)减少 (%)测定值 (mg)损失 (%)
0.46%氧
078.3154.778.3154.7
572.57.3147.96.823.270.4150.83.9
1063.518.8143.411.31.498.2114.839.9
2.27%氧
078.3154.778.3154.7
579.01.0149.05.755.529.1150.54.2
1076.52.2152.42.358.525.2143.611.1
注释：资料来源：Allison等, SSSA Proc., 24: 283 (1960).　　(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，所以土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）的反硝化速率很低，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，以氧化亚氮为主，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N2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。
(五)温度
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。在较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（参看土壤含水量一节），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。
(六)硝酸盐含量
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响氧化亚氮的产生。
(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”后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可能途径，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，而附近正常田块的产量可达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，反硝化作用约损失了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太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然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。直接处理水时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 )
加入的硝态氮* (μg/g土)释放的(N2+N2O) (μg/g土)N2O/(N2+N2O) (%)
2天14天2天14天
1005597420
200561244824
300611217742
500611199263
1000571279586
注释：*10克Webster土壤中加6毫升含有1-10毫克硝态氮(硝酸钾)的水溶液，置于245毫升瓶中，在氦气下30℃温育。资料来源：Bremner. 在D.R.Nielson编辑的Nitrogen in the Environment, Vol. 1, p. 477, New York: Academic Press, 1978.　　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 值高和铵含量高。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都来自积累的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。
(图：图5-19 pH值对N2O生成的影响)

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NO2-)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NO2-浓度，它反过来又加速了NO2-的化学反应。
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+浓度和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。可以预见，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-浓度剧增的类似效果。
(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 )
土壤类型尿素硫酸铵氢氧化铵
Keld0.640.820.70
Wellwood1.520.731.93
Morton1.891.243.73
注释：资料来源：Pang等, Can. J. Soil Sci., 53: 331 (1973).　　亚硝态氮扩散也能形成高pH值、高NNH4+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NO3-。
三、亚硝态氮损失的机理
一些有关亚硝酸盐损失的机理如下：
(a)NH4NO2的分解；
(b)pH值小于5时，HNO2自行分解成NO和N2O；
(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物。
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，生成(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。
x（NH4）zY + nCaCO3（溶液中） ←→ w（NH4）2CO3 + CanYx （1）
式中Y代表与铵结合的阴离子，n、x、z视阴离子或阳离子化合价而定。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NH4OH的数量取决于CanYx的溶解度和形成速率。如CanYx为不溶性物质，则反应向右进行，（NH4）2CO3增多，形成的NH4OH也增多；如不形成沉淀，则（NH4）2CO3量很少。当（NH4）2CO3按反应式（2）进行分解时，CO2从溶液中损失的速率大于NH3的挥发速率，产生多余的OH-，因此OH-的浓度增加。结果，溶液中要有更多的NH4+与OH-实现电离平衡，这会促进NH3的损失，反应式如下：
NH4＋ + OH- ←→ NH4OH ←→ NH3↑+ H2O （3）
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+的形成。
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。
大量实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，游离氨的百分数增加很快（表5-10）。电离和游离氨的平衡方程式是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 )
溶液pH值非电离氨(游离氨)百分数
60.1
71.0
810.0
950.0
注释：资料来源：Parr和Engibous, in Anhydrous Ammonia Agronomy Workshop, pp. 4-1 to 4-8. Memphis, Tenn: Agricultural Ammonia Institute, 1966.　　一些具有相反效果，即阻止氨挥发的主要因素有：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度很低的沉淀。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，因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。在实验室条件下观察到，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。
四、植物交换的氨
植物交换的氨在氮平衡表中常被忽略。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几乎全能被植物吸收。
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的氮以氨形态挥发掉。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度和蒸发强度，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家的重视，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和化学氮肥。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1978~1980年，有机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。天然有机物质中含氮量平均为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。
在适宜硝化作用的条件下，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例。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。
第十节 氨态氮肥
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1977~1980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%。
(表：表5-11 一些常见化学氮肥成分含量 )
氮肥源NP2O5K2OCaOMgOSCl
%
硫酸铵21.0----24.0-
液氨82.0------
氯化铵25.0-26.0-----66
硝酸铵33.0-34.0------
硝硫酸铵30.0----5.0-6.0-
硝酸铵钙20.5--10.07.00.6-
氨化过磷酸钙4.016.0-23.00.510.00.3
磷酸一铵11.048.0-55.0-2.00.51.0-3.0-
磷酸二铵18.0-21.046.0-54.0-----
磷硫酸铵13.0-16.020.0-39.0---3.0-14.0-
多磷酸铵液10.0-11.034.0-37.0-----
硫代硫酸铵液12.0----26.0-
硝酸钙15.0--34.0---
氰氨化钙22.0--54.0-0.2-
硝酸钾13.0-44.00.50.50.21.2
硝酸钠16.0-----0.6
尿素45.0-46.0------
尿素硫酸盐30.0-40.0----6.0-11.0-
尿素硫30.0-40.0----10.0-20.0-
尿素硝酸铵液28.0-32.0------
尿素磷酸铵21.0-38.013.0-42.0-----
磷酸尿素17.043.0-44.0-----
一、液氨(NH3)
(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腾，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?）冷藏则可用低压罐储存，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。
(二)液氨的施用
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。因氨挥发快，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深。
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，大部分用于农业土壤的这种氨肥，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、将氨等量分配给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。
随着日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，所以在施用时和施用后，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压。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，其余以气态存在。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。
(三)氨吸持区
1.注入区内的土壤条件
液氨注入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、阳离子交换量、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，垂直移动不超过5厘米，主要是向上移动至土表。
(表：表5-12 液氨的性质 )
颜色无色
气味刺鼻、剧烈
化学式NH3
分子量17.03
15℃时每升氨液质量0.617公斤
气体比重(空气=1)0.588
液体比重(水=1)0.617
沸点-33℃(-28?)
-17.6℃、19.8℃和37.4℃时的蒸汽压1.12、7.73和13.9公斤/厘米2(表压),即16、110和198磅/英寸2(psi)
15℃时1升氨液膨胀的体积0.84米3氨蒸汽
15℃时1公斤氨液膨胀的体积1.37米3氨蒸汽
15℃时1米3氨液膨胀的体积850米3氨蒸汽
16℃时在水中的溶解度0.578公斤/公斤水
稍能测出气体浓度1ppm
可测出气味但8小时内对无防护设备人员无不良影响的浓度25ppm
几分钟内便刺激眼睛和鼻孔的浓度100ppm
刺激眼睛、喉咙，尚无不良影响但应避免暴露其间的浓度400-700ppm
短时暴露便会致命的浓度2000ppm
引起痉挛性咳嗽、呼吸痉挛、憋闷、窒息的浓度＞5000ppm
注释：资料来源：Sharp, in Agricultural Anhydrous Ammonia: Technology and Use. Madison, Wis: 美国农学会和美国土壤学会. 1966; Agricultural Anhydrous Ammonia Operator’s Manual. Washington, D.C.: The Fertilizer Institute, 1973.　　氨吸持区中会发生很多暂时性急剧变化，显著影响土壤的化学、生物和物理条件，包括：①氨和铵浓度升高到1000~3000ppm；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土壤微生物数量锐减；⑥有机质溶解。
游离氨（即非离子态氨）的数量及其持续时间特别重要，因其对微生物、高等植物和动物都有剧毒。游离氨很容易穿过细胞膜，而这些组织屏障使铵不能透过。pH值与游离即非离子态氨和铵的浓度密切相关，pH值从6.0到9.0时，非离子态氨浓度可提高500倍。
2.吸持带中影响亚硝酸盐和硝酸盐形成的条件
图5-22概括了pH值、渗透吸力或铵浓度对亚硝酸盐、硝酸盐形成的影响。土壤溶液中高浓度铵或高渗透吸力主要影响亚硝酸盐的形成，pH 8.0 以上时，抑制亚硝酸盐生成细菌的活性，特别在氨浓度高时抑制作用更大。pH 7~8时，出现亚硝酸盐的积累；而pH值＜7时，硝酸盐数量很大。
(图：图5-22 渗透吸力和pH值对硝化作用的影响示意图)

3.氨吸持机理
气态氨如不能很快与各种有机或无机土壤成分反应则会损失到大气中。TVA的研究人员Parr和Papendick提出了下列可能的氨吸持机理，分为化学机理和物理机理两类。
（1）化学机理
(a)氨与一个质子反应产生铵。
(b)氨在水中溶解。
(c)氨与粘土矿物中的羟基反应。
(d)氨与蒙脱粘土矿物中的紧束缚水反应。
(e)氨与交换复合体上交换性阳离子周围的水合水反应。
(f)在粘粒体系中，以交换性阳离子作核心，氨在其周围发生配位或缩合反应形成配位化合物（氨合物）或复合离子（胺）。
(g)存在CO2时，Ca2+和Mg2+以碳酸盐形式沉淀，腾出交换位点与NH3反应。
(h)与有机质反应。
（2）物理机理
(a)NH3被禁闭在蒙皂石粘粒晶格间。
(b)膨胀型粘粒晶格内层的阳离子被NH4+置换，这又引起晶格收缩，使NH4+封闭于晶格中。
(c)粘土矿物和有机组分通过氢键吸附氨。
这些机理在不同土壤中的相对重要性不同，还受环境条件的影响。
(四)影响土壤中氨吸持的因素
1.土壤水分
土壤的湿度增加，其对氨的吸持量就增高，含水量处于或接近田间持水量时，氨吸持量最大；土壤湿度大于或小于田间持水量，则失去对氨的吸持能力（图5-23，图5-24）。
(图：图5-23 液氨用量7.5公斤/亩, 间距1米的情况下施NH3深度和土壤湿度对Putnam粉壤土氨损失的影响)

(图：图5-24 液氨用量为7.5公斤/亩N、施用间距1米、施用深度7.5厘米以下时不同土壤含水量对Putnam粉壤土氨损失速率的影响)

最初的氨吸持区大小随土壤含水量增加而缩小，因为土壤含水量高会阻碍氨扩散出注入区；氨与水的亲和性较强也可能是原因之一。
2.质地
土壤吸持的氨量随粘粒含量增加而增大。从吸持带的大小和氨的挥发损失可看出，氨在砂土中的移动大于在粘土中的移动。氨气在粗质地土壤的大孔隙中较易扩散。
不同土壤质地对氨吸持的影响常被其他特性（如土壤矿物的类型和数量、有机质、土壤含水量和其他化学特性）所掩盖。
3.施用深度
可以预见，氨的吸持随注入深度的增加而增加。为防止损失，氨注入深度随土壤特性和土壤条件而作相当的改变。研究表明，在粉壤土上注入深度5厘米即可，而细沙壤上的应为10厘米。土壤较干时，氨损失随注入深度的增加逐渐减少。
4.间距
液氨释放点间的间距明显影响氨的吸持。施氨土壤上，近间距通常使氨的吸持效果最好，给定液氨施用量后，单位土体接受的氨浓度将随释放点间距的趋近而降低。窄行距时氨吸持的效率高，因氨挥发机率小，特别在氨吸持能力较低的砂性土中更是如此。
5.注入压力
施肥机上喷嘴的孔径和个数可控制氨在土壤中的注入压力。压力低时氨在土壤中分布不均，而且量也不足。
6.土壤耕性
有关结构和耕性影响土壤吸持氨能力的资料较少。据报道，耕性不良和块状结构不一定影响氨的吸持。另据报道，块状结构土壤大于良好粒状结构土壤中氨的吸持和移动。
7.有机质
土壤中有机质组分对氨吸持的贡献很大，至少占土壤吸氨量的50%。
(五)氨对土壤特性的影响
高浓度氨、液氨、氨水、尿素和其他氨态肥料可引起施入带中多种土壤特性的急剧变化。土壤特性变化的性质和程度，对施用含铵或产铵肥料后的作物反应影响明显，下面将简单介绍一下这些变化引起的影响。
1.对土壤微生物和硝化作用的影响
土壤中氨和铵的浓度高、pH值为碱性、渗透势又高时，吸持区内的土壤会产生局部的暂时性灭菌作用（表5-13）。细菌活性可能主要受游离铵的影响，而真菌受高pH值的影响。吸持区中心处的局部灭菌作用可维持数周，细菌和放线菌的数量相当快便恢复到原有水平（表5-13）。
(表：表5-13 Arredondo 壤质细砂土上施氨对土壤真菌、细菌、放线菌的影响 )
施肥后天数细菌(×106g)放线菌(×106g)真菌(×106g)
对照施NH3对照施NH3对照施NH3
02.30.31.50.420.15.1
31.36.30.91.020.210.4
103.19.20.92.015.09.3
241.34.20.51.322.79.2
314.53.40.41.020.013.3
380.90.90.30.724.04.0
注释：资料来源：Eno和Blue, Soil Sci. Sco. Am. J., 18: 178 (1954).　　在受施用含铵或产铵肥料影响的土壤带中，硝化作用也受限制，只有恢复到正常条件，才不影响生成硝酸盐和亚硝酸盐。
2.对种子发芽和幼苗生长的影响
众所周知，高浓度NH3、NH4+或NO2-对萌发的幼苗产生毒害作用。图5-25 表明了美国伊利诺伊州玉米大田试验中液氨的用量对减少玉米苗数的影响。增加氨注入深度比延长肥料散逸时间的作用更能减少高浓度氨造成的危害。缩窄释放点间的距离也可减轻大量氨带来的危害。种子附近氨浓度超过1000ppm可明显减少玉米株数。
(图：图5-25 NH3施用时间、深度和用量对播种27天后玉米株数的影响)

3.对有机质的影响
土壤中碱性水解肥料水解生成的氢氧化铵会溶解和水解土壤有机质的某些组分。施液氨后，在受影响的吸持带出现黑色区域，使水浸提液也变黑，并增加水溶性有机质含量。一般认为，对有机质的这些影响是暂时的，随时间延长而消失。
4.对土壤结构的影响
美国堪萨斯州的长期试验表明，各品种氮肥对土壤物理性质的影响差异不大。曾有人报道，施液氨既有利也有弊。受肥料影响由吸持区溶解出的有机质均匀分布有利于粘结土壤颗粒而且新形成的有机质对土壤结构有较好的影响，所以施氨有利于增加团粒结构的稳定性。
据报道，在另一方面，施氨也可产生降低土壤通透性的不利影响。曾观察到氨吸持带中心区的土壤潮解现象。除含有机质低的土壤外，土壤结构的损害并不严重或维持不久，土壤有机质含量低时，任何有机质的改变或损失都会产生不利影响。
5.对养分有效性的影响
土壤有机质的溶解能暂时增加与有机质结合的养分的有效性。据报道，施用液氨可明显但暂时地增加易浸提磷的含量。
施用尿素、草酰胺和含尿素肥料后，森林土壤腐殖质淋出液中的可溶性磷明显增加。这些肥料也使淋出液中的可溶性有机质含量明显增加。
二、氨水
氨水（含N 20%~25%）是最简单的氮液，将压缩氨气压入密闭盛水容器而制得，其压力小于0.7公斤/厘米2（10psi或0.68大气压），以质量计含氨量一般为25%~29%。
运输和输送成本限制了氨水只能在当地氨水站或小型液肥工厂生产。氨水可在产地几公里内直接施入土壤，也能用于生产其他液肥。
在10℃（50?）以上时，氨水挥发很快，因此一般将其注入土表下5~10厘米深处。温度在10℃以上时，表施的氨水应立即与2.5~8厘米的表土混合。由于氨水中含水量大，所以不论土壤湿度如何，都可直接注施。
三、常压氮溶液
美国直接施用的液态肥料中，常压氮溶液是仅次于液氨的常用氮肥。其用量的增长速度超过液氨。1979和1980年常压氮溶液的用量分别为607万和662万吨，分别占氮肥总用量的16.3%和16.8%。
(一)常压氮溶液的性质
这种氮液常由尿素和硝酸铵加水配成，通常称为UAN溶液。表5-14 列出美国目前常用的三种主要常压氮溶液肥料的性质。除表中列出的组分外，这些氮液一般还含某种防腐剂（表5-15），这样就能用软钢或碳钢容器储存。液氨是最常用的防腐剂，约添加4.5公斤/吨产品。
(表：表5-14 不同等级尿素硝酸铵常压氮溶液的性质 )
品级(含N%)
组成成分(重量%)283032
硝酸铵40.142.243.3
尿素30.032.735.4
水29.925.120.3
15.6℃(60?)时比重1.2831.3031.32
盐析温度℃(?)-18 (+1)-10 (+14)-2 (+28)
注释：资料来源：International Fertilizer Development Center and United Nations Industrial Development Organization, Fertilizer Manual. Muscle Shoals, Ala.: IFDC, 1979.　　含可溶性盐的氮液出现“盐析”现象。这是因溶液达到一定温度时溶解的盐沉淀所致。盐析温度决定其冬季能在室外存放的时限和每年能在田间施用的时间。盐析温度受植物养分浓度的影响。
(表：表5-15 尿素硝酸铵常压氮溶液中应用的防腐剂 )
防腐剂浓度(%)
氨0.5(pH7.0-7.5)
10-34-00.2(P2O5)
硫氰酸铵(NH4CNS)0.2
亚砷酸钠(Na2HasO3)0.1
注释：资料来源：International Fertilizer Development Center and United Nations Industrial Development Organization, Fertilizer Manual. Muscle Shoals, Ala.: IFDC, 1979.　　氮溶液用量增加很快，这主要因为：
(a)常压氮溶液比氨或固体肥料等其他氮肥易处置易施用。
(b)与施用固体氮肥相比，它在土壤中分布得更均匀、更精确。
(c)很多农药可与其相容，这便能同时施用肥料和化学药剂，减少一次进地作业。
(d)常压氮液可由多种灌溉系统施用，特别适用于中心喷灌和其他压力灌溉系统。
(e)易由管道、驳船、火车运输，这比液氨的运输工具费用低，也更安全。
(f)它比其他氮肥的储存器皿便宜，比如用具有防漏内衬的土坑便能储存，比较经济。
(g)它是N-P-K-S液体混肥配方中最理想的氮源。
(h)生产成本比大多数固体氮肥低。
(i)比液氨的处置更安全。
常压氮液的最突出特点是易处置、易施用。大部分氮溶液能直接施用，也可用泵和喷嘴设备洒施。单施常压氮溶液或施其他液体混肥所需的设备包括：罐体、泵、软管、流量计、旁通开关、喷杆和喷嘴。
(二)施用设备
用于洒施氮溶液的施肥车有大有小，从农用拖拉机牵引的小型大田喷施机到大型自牵引式高浮力（指能在疏松土地上行走）轮胎施肥机罐体容量在4.5~9米3之间，喷杆宽度约14~26米，这些大型高浮力轮胎施肥机减少了土壤压实程度，土壤较湿时特别适用。用它可喷施正常用量的液肥，喷施速率为10.6亩/分或更快，作业条件较好时，用它每天可喷3600~4250亩。
常压氮溶液常直接施于牧草和小粒谷物，不是处于休眠期的草地喷施常压氮溶液会灼烧叶面，当阔叶草除草剂和氮液一起喷施小粒谷物时会出现叶片暂时性灼伤，但仅持续不到7天。曾在玉米和棉田喷施氮溶液杀除杂草。
美国堪萨斯州的雀麦草试验以带宽约15厘米、中心点间距46厘米滴施常压氮溶液，比用扇型雾锥喷嘴将其喷成细小水滴的效果更好。1975~1977年在2个试验点上比较了这两种施肥方法和固体硝酸铵撒施，结果见表5-16。在美国得克萨斯州暖季型牧草上滴施氮液的产量较高。其原因可能与氮液在叶子上吸持性小和高浓度氮局部淹灌对茅草有更好的渗透性有关。但应注意，常压氮溶液的滴施条带上会出现叶片灼烧现象。有些年份中因气候条件影响，作物生长前期氮的移动受限制，使得滴施带之间出现条纹状。
(表：表5-16 不同施氮方法对雀麦的影响 )
施氮处理*产量(公斤/亩)
Riley公司Franklin公司
19751976197719761977
无氮3539427546301
喷施UAN481357450246518
带状滴施UAN519434443305515
撒施固体硝酸铵473404461292499
LSD0.0537523625不显著
注释：*施氮量4.5、9、13.5公斤/亩的平均。资料来源：Lamond等。Effects of nitrogen solution application on yield of smooth bromegrass. in Kansas Fertilizer Research Report of Progress 313. Kansas Agr. Exp. Sta. December 1977. pp. 108-115.　　四、硝酸铵（NH4NO3）和硝酸铵钙
肥料级硝酸铵通常含氮33%~34%，是很多欧洲和一些温带国家最常用的氮肥。北美也施用一些硝酸铵，但远不如欧洲国家普及。美国1979和1980年消费的氮肥中，硝酸铵分别占当年总量的7.84%和7.76%。硝酸铵中的硝酸盐易被作物吸收，因此它在美国广泛用于作物的侧施或表施追肥。
硝酸铵的缺点如下：
(a)吸湿性强。储存和处置中应防止结块和物理性变质。
(b)管理不当，可能引起火灾或爆炸，在与可氧化的碳物质（如燃油）密切接触后，便形成爆炸性混合物，因而是应用广泛的爆炸剂。
(c)据报道，它施在水稻上，效果不如尿素和铵态肥料。
(d)比氨态肥更易淋失和发生反硝化作用。
欧洲一些国家禁止施用单纯硝酸铵。在这些限制地区，允许它与碳酸钙、石灰石或白云石等混合后施用，这些混合物称为硝酸铵钙或硝酸碳酸钙。当初硝酸碳酸钙中的硝酸铵占60%，含氮20.5%。目前最普通的成分为含氮26%，相当于含硝酸铵75%。美国1980年硝酸铵钙的用量相当于2600吨氮。
五、硝硫酸铵
田纳西流域管理局（TVA）生产出两种品级的硝硫酸铵肥料，一种成分为30-0-0-5（S）、另一种为27-0-0-11（S）。两种肥料中，前一种含21%硫酸铵、79%硝酸铵，是较常用的品种。两个品级都是用氨中和硝酸和硫酸制成的均质颗粒肥料。硝硫酸铵比硝酸铵或硫酸铵的吸湿性都小。
一种30-0-0-15（S）肥料在美国西部制成商品，可散装混合和直接施用。用于牧草、草籽作物和小粒谷物十分成功。
六、硫酸铵［（NH4）2SO4］
硫酸铵是最早的铵态氮肥之一。作为焦煤的副产品已生产多年。目前它在世界上提供植物养分硫约400万吨。除炼钢工业中回收焦炉气生产硫酸铵外，冶金和化学工业副产品中也有硫酸铵。全世界生产的硫酸铵中，约有1/4来自合成纤维原料己内酰胺的制造，每产1公斤己内酰胺可产3~4公斤硫酸铵副产品。
硫酸铵的主要优点为吸湿性小、化学性质稳定且适于农业应用，是氮和硫的良好来源。硫酸铵在土壤中形成强酸，这对pH值较高的土壤和茶树等需酸作物适宜。但不宜施在需用石灰调节的酸性土壤上。
硫酸铵的主要缺点是含氮量较低，如为补氮而单独使用，会大大增加包装、储存和运输成本，等运到农场时，单位重量氮的成本一般比尿素和硝酸铵高。如运费低、或来自廉价副产品、或考虑含有硫等因素，也可认为它是一种较经济的氮源。
七、磷酸铵
磷酸一铵（NH4H2PO4）、磷酸二铵［（NH4）2HPO4］和磷硫酸铵一般被认为是较重要的磷源而非氮源。因此其特性和在土壤中的反应将在第六章讨论。
八、氯化铵（NH4Cl）
氯化铵肥料含氮25%，日本生产全世界2/3的氯化铵，印度生产其余的1/3。氯化铵主要由双盐法生产，即同时生成氯化铵和碳酸钠。另一种方法为盐酸直接中和氨。
氯化铵的优点之一是比硫酸铵含氮量高，在日本，单位重量氮的成本较低。日本等一些国家认为，氯化铵比硫酸铵对水稻的肥效高。
尽管公认氯化铵适用于水稻，但它也适于大麦、小麦、玉米、高粱、纤维作物和甘蔗等多种作物。正如第三章指出的，椰子和油棕榈对氯有较好的反应，氯化铵能为这类棕榈作物提供氮和氯。
氯化铵中每单位氮产出的酸和硫酸铵一样多，因而不宜施在酸性土壤上，特别不宜用在施石灰成本过高的地区。氯化铵还比尿素和硝酸铵含氮量低，其含氯量高又限制它在某些不耐氯作物上的应用。
九、尿素[CO（NH2）2]
尿素在有机化学史上占有重要的一席。虽然1773年就从尿中分离出尿素，但直到大约40年前才把它当作肥料物质而受到关注。1828年，德国化学家Wohler演示了无机原料氨和二氧化碳加热后生成的氰酸铵可产生尿素。尿素是当时首先从无机物合成的有机化合物。1922年在德国、1932年在美国和1935年在英国便开始进行其商品生产。早在1920年，加拿大东部也生产尿素。
有些人对尿素是否适合农用提出疑问，这限制了它的应用。很多农学家对施尿素表现得很保守，认为它可能有以下问题：①出现低浓度的杂质缩二脲，对种子发芽和幼苗生长有毒；②因其水解阶段局部放出高浓度氨或在硝化过程中积累亚硝酸盐，对种子和幼苗都可产生植物毒性；③暴露在土壤表面时造成氨态氮损失，尤其是土温较高时更甚。就过去15~20年的实践可知，只要使用得当，尿素与其他氮肥效果相当。
与硝酸铵、硫酸铵等其他氮肥相比，更需深刻了解尿素特性及其在土壤中的行为，以提高尿素利用率。例如，按常规与种子一起施用或施于种子附近时，尿素用量应限制在一定范围内。还应避免在不利气候，特别是高温条件下将其施于裸露土表和潮湿草地上。
因尿素必须先经水解再经硝化才能变成对大多数作物有效的形态，所以在欧洲认为尿素是一种缓效肥料。在暖和、潮湿的土壤中其转化过程很快，而在湿冷的土壤中则转化受抑制，例如北欧春季时的情况就是如此。
水稻生产中一般施尿素而不施硝态氮肥，原因是硝酸盐在淹水嫌气条件下易发生反硝化作用，使氮损失到大气中。另外，水稻能完全利用铵态氮。
由于颗粒尿素的物理性质得到改善，加之在制造、处置、储藏、运输方面较经济，尿素已成为一种很有竞争力的氮肥。1978年，尿素在美国首次取代了硝酸铵而成为主要干性氮肥。1978~1980年美国尿素消费量占氮肥总用量的8.4%~9.2%。图5-26示出了主要干性氮肥的预计产量，这反映出世界范围内的增长趋势。
(图：图5-26 全世界干性氮肥的发展趋势)

(一)尿素中缩二脲含量
由于缩二脲（NH2-CO-NH-CO-NH2）可对植物产生毒害，所以应特别注意其浓度。大多数施肥方案中，缩二脲允许量为2%。柑橘类和菠萝等作物对缩二脲很敏感，叶面喷施时，尿素中缩二脲含量不应高于0.25%。玉米、大豆叶面喷施尿素时，尿素溶液中的缩二脲含量可达1.5%。应避免把缩二脲含量高的尿素施在种子附近或播种带中。
(二)硬化处理?
甲醛这种内部调节剂现已广泛用作硬化剂和防结块剂。这种添加剂加入尿素后的颗粒硬度和耐久性都明显增加。有关甲醛处理尿素后生成物的性质和特点资料不多，似乎所形成的少量低分子量的甲醛尿素聚合物并不改变尿素的化学性质。
甲醛处理的尿素比添加表面粉剂的防水性强，而且如遇小雨或重露水也不易溶解。用这种方法保护尿素较理想，因施尿素于湿润的土壤表面后很快经历4~10天的干燥，或施后仅遇不足以润湿土壤的小雨或重露水时，氨从尿素中丢失都最严重。
与硝酸铵相比，尿素颗粒除在大小、强度、密度方面得到很明显的改进外，还有很多值得一提的特点，包括：①比硝酸铵的粘着和结块倾向小；②不易起火爆炸；③对处置和施用设备的腐蚀性较小。
因尿素含氮量高，所以处置、储存、运输、施用成本明显减小。给定体积的尿素，即使容重不同，也比硝酸铵和硫酸铵含氮量高得多。
(三)尿素生产的进展
60年代后期，因在大型单线生产设备中采用现代化离心压缩机，尿素日产量可达1000吨或更多，使尿素生产成本明显降低。1965年发明的Cominco转鼓尿素成粒法，对消除小粒尿素的一切不利因素是一个重大突破。该法和其他方法生产的颗粒尿素比普通小粒尿素的粒度、强度和密度大，其抗碎强度和抗机械破碎能力也要大2倍。
(四)尿素在土壤中的行为
施入土壤后，尿素被脲酶水解为不稳定态氨基甲酸铵，下式表示水解反应和中间产物氨基甲酸铵分解成氨和二氧化碳的过程：
CO（NH2）2 + H2O → H2NCOONH4 → 2NH3 + CO2
氨基甲酸铵分解释放的氨与液氨和氨水释出的氨在土壤中反应方式相同。尿素颗粒附近的pH值明显升高，也与施用液氨后的情形很相似。这些土壤性质的变化影响氮转化和作物发育，也与液氨吸持带附近产生的影响一样。
如有足够的水或其他氢供体，尿素分解出的氨将转变成铵并保持在土壤中。
在作物生长适宜的土壤条件下，尿素水解得很快。温暖潮湿土壤中的大部分尿素在施后几天内便可转变成铵。
催化尿素水解的脲酶广泛大量地存在于各种土壤，大量土壤细菌、真菌和放线菌都含脲酶。有一小类细菌称为尿素细菌，有分解尿素的特殊能力。脲酶活性随土壤微生物数量和有机质含量的增加而增加，较新鲜的植物残体有利于形成大量脲酶。
据报道，根际中脲酶活性最大，微生物活性高，而且脲酶可从植物根分泌出来。根际脲酶的活性随作物种类和季节而变。
虽然气温高达37℃时有利于脲酶活动，但温度低至2℃或更低时，尿素水解的速率也很显著。美国衣阿华州立大学的Bremner报道，土温低至-10~-20℃时，脲酶也可引起尿素分解。脲酶在低温时起作用的事实，和温度降至11?（-12℃）时尿素仍能融化冰的能力说明，部分秋施或冬初施用的尿素可能在春季前便转变成氨和铵。
与土温和pH值相比，土壤含水量对脲酶的影响较小。其水解速率大概在土壤湿度对植物易效的范围内最高。加拿大艾伯塔大学Gould及同事发现，土壤含水量在24%~100%之间时对尿素的水解速率影响不大。
游离氨抑制脲酶活性。pH7.0以上时游离氨浓度就增加，而施入尿素附近的pH值可超过8.0，有时甚至高达9.0，这完全可能产生游离氨对脲酶的暂时抑制作用。尿素用量大、条施或集中施都可能造成抑制脲酶活性的环境。
(五)环境因素对尿素肥效的影响
尿素水解后其颗粒周围形成碱性环境，是某些情况下降低尿素肥效的主要条件。如在土表或近土表处形成碱性微区，会引起氨挥发，如碱性微区在播种带内或其附近，种子萌发将受氨或铵的毒害。由于这些反应涉及到很多有关的土壤和环境因素，所以尿素的这种作用对作物生长的影响也不同。主要影响因素如下。一般地讲，很多因素与氨吸持有关。下面来补充前面讨论的问题。
1.土壤原有pH值
pH值大于7时，游离氨浓度和氨的挥发随pH值升高而增加，这样，尿素形成一些氨后效果变差，在高pH值土壤比酸性土壤可能更严重。但因尿素水解，酸性土壤上也可能呈现碱性，特别是缓冲能力低的土壤。近期施石灰的酸性土壤因pH值升高，所以游离氨浓度也增加。
2.阳离子交换量（CEC）
粘粒和有机质含量高，阳离子交换量大的土壤吸持氨的能力强。表施尿素含7.5公斤/亩氮时，阳离子交换量（CEC）如果小于10meq/100g土，氨损失20%；CEC为20meq/100g土时，氨损失约10%；CEC大于20meq/100g土时，氨损失量小于10%。
3.缓冲能力
尿素水解后，土壤pH值普遍升高，这会影响尿素的利用。土壤抗pH值急剧变化的能力（缓冲能力），在估计尿素利用率时与土壤原有pH一样重要。影响缓冲能力的主要因素包括土壤粘粒的类型、数量及有机质含量。粘粒和有机质含量高的土壤一般缓冲能力也大。
4.土壤温度
土温在10℃（50?）以下时尿素水解较慢，所以低温时氨形成得较慢。已观察到尿素在20℃（71?）时的水解速率比1℃（34?）的高2~6倍。但如前所述，即使温度在-10~-20℃，仍发现脲酶有活性。温度也影响氨/碳酸铵的分压，分压随温度下降而下降。
5.土壤水分和气候类型
尿素表施后即灌水或施于尿素水解活性低的土壤时，表施的效果最好。如在天气较凉较干燥时施尿素或施后3~6天遇雨，雨量大致2.5毫米以上，则表施效果最好。
土壤干燥过程中，土壤水中的氨随水向土表移动，也可能造成氨的挥发。此外，在干燥过程中水蒸气向土表扩散，也会把解吸出的氨带到土表，这容易引起集聚在土表或接近土表的氨挥发掉。
尿素和硝酸盐一样，容易在土壤中移动，而有机质含量高的土壤似乎限制尿素移动。施尿素后，在无足够时间令其全部水解前如遇大雨，尿素也会损失。表施或浅施的尿素向下移动。对大多数干旱和半干旱地区可能有利，因为施入的氮向深层根区移动改善了肥料分布（即深施的一种形式）。
土壤水分供应适宜对施于小粒种子附近的尿素如何影响萌发的幼苗具有重要作用。中等质地的壤土在播种时如土壤水分适宜，尿素用量为2.25公斤N/亩时也不影响种子发芽和出苗，而轻质地的砂壤上如水分含量偏低，尿素用量超过0.75~1.5 公斤N/亩时就常会影响种子萌发和产量。对重质地的粘土和粘壤土，苗床含水量不太重要，通常用量为条施尿素2.25公斤N/亩。
(六)提高尿素肥效的途径
因大多数尿素肥效下降与其水解后造成土壤碱化有关，所以很多人十分注意减轻或改变这种条件。下面概括一下所用的保护性措施。
1.与土壤混合及施用位置
尿素在土表或近土表处水解造成碱性环境，会引起氨挥发。表施的尿素与土壤混合后可减少氨损失，因为有更大体积的土壤吸持游离氨，而且土壤中未转化的游离氨只有扩散很长的距离才能进入大气。如果土壤条件或其他环境条件不利于氨吸持，施尿素后深翻混合比浅耕更可取。
尿素条施或集中施用如何影响土壤的资料比液氨的少。条施5.25公斤N/亩的尿素，两天内的移动距离达2.5厘米，而在距条带3.8厘米处发现一定量的铵。水分移动使条施的尿素稀释或分散后，在温度适宜时，大约3~4天或更短时间便发生水解。这一发现证实了尿素条施与液氨对土壤的影响较相似这一早期看法。施液氨土壤带中某些性质的变化可能有利于改善氮肥的管理。
2.物理形态
尽管一般认为表施颗粒、结晶或液态尿素肥效差异不大或无差异，但Nommik在瑞典发现，森林土壤施用大粒尿素比小粒尿素施后14天内的氨挥发损失明显少得多。
Nyborg及其同事在加拿大艾伯塔大学发现，秋季施用固体尿素时，如把超大粒尿素施于土表5厘米（cm）以下，或穴施普通颗粒尿素，每穴1.7~6.8克，尿素肥效明显提高，穴间距为30cm×30cm或60cm×60cm。此法施用的尿素，自秋至春这段时间内几乎不被硝化，而秋施普通尿素后与土混合则硝化作用非常明显。
施用大粒尿素或穴施尿素可明显提高作物产量，其结果见表5-17。6个试验点上秋季施用大粒尿素或穴施，结果表明，这比标准尿素与土混合的效果好。然而，秋施大粒尿素或穴施尿素的产量有时高于，也有时低于春施尿素与土混合所得的产量。
(表：表5-17 秋季施用大粒尿素或穴施尿素对大麦产量的影响 )
尿素用量3.7和5.6公斤N/亩平均增产大麦籽粒(公斤/亩)
秋季与土壤混合75
秋季穴施或施用大粒尿素119
春季与土壤混合132
注释：资料来源：Nyborg等。“Placement of urea in big pellets or nests,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. 1979 Alberta Soil Sci. Workshop, pp. 99-112 (1979).　　在美国亚拉巴马州马斯尔肖尔斯的国际肥料发展中心应用了和上述相似的技术，发现点施超大粒尿素可在水稻上提高尿素的农艺效果。发展中国家的水稻小农场一般在淹灌水中撒施普通尿素，该法施氮的植物利用率低，仅为20%~30%；只要将基施的尿素在耘田时与土壤简单混合，肥效便可增至35%~44%；手施大粒尿素（超大粒或团状尿素），肥效提高1倍，达75%~80%。
3.施用位置
对大多数作物，把尿素条施或侧施于种子下面及旁侧至少2.5厘米，才可消除或明显减少尿素对种子的毒害。但还没有合适的条播机在播种小粒谷物时能把尿素施于这一位置。如前所述，为了充分发挥机施尿素的肥效，尿素用量应限制在0.75~1.5公斤氮/亩，特别是苗床含水量低或土壤性质趋于加重尿素对萌发幼苗的毒害作用时更是如此。
4.同时施用其他化肥
大部分地区很少把尿素单独与种子一起条施。一些地区把不同用量的磷酸一铵与尿素掺混（11-55-10、11-48-0、16-22-0等），制成混合肥施用。只要与尿素同施的其他化肥不过度增加土壤溶液的渗透压，它们就能起缓冲剂的作用，减少施入尿素产生的氨使土壤pH值突然升高。
加拿大草原省份的几项研究表明，磷酸一铵与尿素混合后与小粒谷物种子一起施用，可提高尿素的肥效。据报道，这种酸性磷酸盐肥料提高了土壤缓冲能力，这是对尿素效应有利的主要原因。其他肥料物质的酸效应之优点在石灰性土壤上可能大都会消失，因为在尿素完全水解前它们就被中和了。
美国得克萨斯农业实验站的Fenn对硝酸钙、硝酸镁、或氯化钙、氯化镁稳定表施尿素中的氮进行研究发现，这些钙、镁盐明显减缓尿素的水解，并限制了生成会分解释放氨的不稳定态碳酸铵。土壤游离氨吸持得不完全会导致大量氨挥发损失。据报道，在损失较严重的地区，通过采用得克萨斯的方法，氮损失只有0~10%。
1978年TVA报道，固体颗粒尿素与固体四水硝酸钙或二水氯化钙混合后表施，基本上没有尿素氮的损失。加入其他酸化物质如氯化铵、重过磷酸钙（一水磷酸一钙）、正磷酸或正硼酸等，可减少尿素中氨的损失。
(七)降低释放速率、限制脲酶活性的改良方法
尿素水解后迅速产生氨，致使土壤暂时碱化。如果尿素水解慢，这种碱化现象较少发生。若形成甲醛尿素、亚丁烯基双脲、异次丁基双脲等微溶性尿醛化合物，则能降低尿素的释放速率。另一种方法是用硫等物质包裹尿素颗粒，令其具有缓慢释放的特性。很难生产出一种既能较理想地控制尿素释放速率，又能在施肥当年满足作物需氮的产品。
尿素施入土壤后，若能防止或延缓脲酶水解，使其有足够时间从施肥点扩散到更大的土体，会有利于避免土壤的碱化或产生氨。这种控制方法即使只有几天，也会大大增加尿素水解前随雨水带进土体的机会。虽然很多物质可作为脲酶抑制剂，但很少有能满足下列要求的：①浓度低时有效；②对高等生物相对无毒；③价格便宜；④可与尿素相容。
硫脲曾引起着力于提高氮肥肥效的研究人员的注意，它既抑制脲酶，又抑制硝化作用。
本节的讨论表明，尿素的有效性与很多因素有关。这些因素及其交互作用使人们体验到作物对尿素的反应千差万别。在多数情况下，尿素与其他常见氮肥肥效相当，偶尔又忽高忽低，其原因尚不清楚。
十、尿素硫
尿素和液体硫可完全混溶。美国西部某厂曾产出少量40-0-0-10小粒肥料，并在市场上销售。尽管现在很少见到这种产品，但值得一提的是，它的贮存、处置性质很好。虽然硫能逐渐变成植物有效形态，但在植物生长前期却不能及时氧化充分供硫。
在加拿大西部，用转鼓式成粒机试产出一批含氮35%~40%，含硫12%~20%的尿素硫。目前在加拿大西部和美国西部许多地方进行试验，发现其物理性质好，而且单质硫组分很细，可保证适宜的SO42-形成速率。在某些配方中，也出现过延迟尿素硝化的事例。
用细硫粉包裹尿素，并以油和木质磺酸钙为粘合剂生产的40-0-0-10尿素硫正在美国西南中部各州、密西西比州和新墨西哥州等地的水稻和岸杂狗牙根草上试用。
十一、尿素磷酸铵
含尿素和磷酸铵的肥料在日本已生产多年。所供应的磷酸铵可以是氨化磷酸制成的浆液，也可用固体磷酸一铵或磷酸二铵。所用尿素也多种多样，包括压碎的小粒或结晶，或熔化态，也可用浓缩液。主要采用的成粒机有转鼓式，也有的用盘式造粒机、搅拌磨和其他类型。
日本最近生产的尿素磷酸铵品级有：28-28-0、22-22-11、18-18-18等。常用原料为压碎的普通小粒尿素、喷干磷酸铵（12-50-0）和钾盐。
TVA在早期尿素与浆状悬浮磷酸二铵混合后成粒工艺的基础上，正积极地研究尿素磷酸铵生产工艺。加进成粒器的尿素形态有浓缩液、结晶状和小粒状。试点厂生产的品级从38-13-0到21-42-0。
现在TVA采用熔融态造粒工艺生产尿素聚磷酸铵，成分为：28-28-0和36-17-0。这种工艺是将熔融态聚磷酸铵（11-55-0）和熔融态尿素放在搅拌磨内造粒。TVA也成功地在油淋式造粒的试点厂生产出小粒尿素聚磷酸铵。
Norsk Hydro公司采用在大气中直接成粒方式生产小粒尿素磷酸一铵，成粒过程中或加、或不加钾盐。生产出的品级为29-29-0和38-16-0，而且物理性质较好。
十二、磷酸尿素［CO2（NH2）2.H3PO4］
磷酸尿素是一种结晶加合物，很容易从尿素与正磷酸的反应中产生。这种产品比较纯（11-44-0），它是由不纯的湿法磷酸而产生的，TVA和其他机构对其进行了广泛研究，主要作为中间产品，进而生产清液肥料。TVA生产的17-43-0磷酸尿素颗粒硬度、抗压强度都已过关，在生产17-43-0过程中再加尿素，便生产出27-27-0、34-18-0、37-13-0和39-10-0，这些含有添加尿素的产品吸湿性比原来的17-43-0品种较强。低纯度磷酸尿素适合制作悬液肥料，也可用于灌溉施肥。
十三、尿素硫酸盐
TVA采用油淋造粒工艺在熔融态尿素中加入硫酸铵粉末，生产出颗粒尿素硫酸盐。品级从40-0-0-4到30-0-0-13。也可在成粒器中用尿素包裹硫酸铵粉，采用气淋造粒工艺。颗粒表现出比普通小粒尿素较强的抗磨损能力和较小的吸湿性，也可添加石膏，与尿素形成复合体后进一步提高产品质量。这种肥料中N/S比为3∶1~7∶1，因而有足够能力改良大多数缺氮、缺硫土壤。
1970年代末，加拿大西部生产出尿素硫酸铵（40-0-0-6）商品肥料。在转鼓式成粒器中用尿素包裹硫酸铵粉，生产出的产品在美国和加拿大西部颇受欢迎，用于草籽、饲草和小粒谷物。
加拿大西部销售了多年尿素与硫酸铵机械掺混的肥料（34-0-0-11），但这种产品在处置和贮存方面的性质不尽人意。
TVA已生产出尿素硫酸铵悬浮液（29-0-0-5），在氨与硫酸反应的同时加入尿素水溶液制得，冷却后加入重量1.5%的粘土。产品的处置和贮存性质较好，N/S比约为6∶1时较理想。
第十一节 硝酸盐肥料
除本节前述的硝酸铵外，其他几种含硝酸盐的肥料有硝酸钠（NaNO3）、硝酸钾（KNO3）和硝酸钙［Ca（NO3）2］，它们在某些地区较重要，所以也不能忽视。硝酸盐肥料易溶解，在土壤溶液中活动性强，易被作物吸收，在多雨情况下也易遭淋失。在有机残体分解过程中，它们也会被微生物占用，并和其他硝酸盐肥料一样，易发生反硝化作用。
钠、钾、钙的硝酸盐一般不像硝酸铵或一般铵态肥料那样能产酸。因作物吸收硝酸盐快于陪伴阳离子，所以很多盐基阳离子便留在土壤中，形成较为碱性的环境。若长期施用硝酸钠，会维持或提高土壤固有的pH值。
一、硝酸钠
天然硝酸钠以前在许多国家被视为硝酸和化学氮肥的主要来源。其中大部分硝酸钠产自智利东海岸的一个大矿体，硝酸盐生产目前仍是智利的主要工业，1976年硝酸钠年产约65万吨。
欧洲和美国从前合成硝酸钠的数量很可观。第二次世界大战后产量下降。现在生产量很少，来源于副产品。其主要用途是直接表施于棉花、烟草和某些蔬菜作物。美国年施用的硝酸钠量约合11~13万吨氮。
二、硝酸钾
浓硝酸与氯化钾直接反应，采用高温蒸馏法生产这种含两种必需元素的硝酸钾。这种反应可生成硝酸钾、氯气和亚硝酰氯。该工艺中的严重腐蚀问题可由改用低温溶提法而消除，产出硝酸钾和盐酸。硝酸钾也可在一些硝酸磷肥联产工艺中生产。
目前，美国和其他某些国家硝酸钾商品化肥广泛用于集约种植作物，如番茄、马铃薯、烟草、叶用蔬菜、柑橘、桃和其他作物。因硝酸钾的盐指标适中，氮为硝态，N/K2O比适宜，氯含量极少和在土壤中残余反应为碱性，所以对上述作物很适宜。硝酸钾吸湿性小，施用较灵活，既可直接施用，也可做混肥施用。
三、硝酸钙
大部分硝酸钙产于欧洲，生产方法主要有两种，一是用硝酸处理碳酸钙，反应液含40%硝酸钙，经纯化、在真空蒸发器中浓缩，然后造粒。另一种来源是在硝酸磷肥生产中作为一种联产产品，经结晶、过滤或离心而获得。
硝酸钙吸湿性极强，这降低了其肥料价值。除在极干燥气候条件下外，硝酸钙极易液化，因此必须在防潮口袋中储存。同其他硝酸盐肥料一样，应避免把含碳物质浸渍到硝酸钙中以防产生致敏作用。
由于硝酸钙中硝酸盐作用快，因此宜于冬季蔬菜生产，有时也在芹菜、番茄和苹果树上叶面喷施。对受钠影响的土壤，硝酸钙有其独到的优点，钙离子可把钠离子从土壤胶体上置换下来。70年代末和80年代初，美国硝酸钙年用量达7万吨。
第十二节 缓效氮化合物及其他氮肥
根据本章前面所述，显然合成的商品氮肥在土壤中各有归宿。结果，作物对所施氮肥中氮的利用率很少能超过60%~70%。因氮肥生产耗能大，和对过量氮移到地表水和地下水中以及气态氮损失到大气中等环境问题的关注，所以现在正不断研究如何提高氮肥利用率。后面一章将进一步讨论这一问题。
农业上的利益也鼓励人们为提高氮肥肥效而努力。如果有一种能在某一期间持续释放氮的化肥则再好不过，那样就不必多次施用传统的水溶性氮肥了。这种肥料也可能有其他优点，比如减少过量吸收氮和养分不平衡的机率，同时也减少在种子或种子附近施氮量大时损害种子萌发的危险性。
较理想的产品应根据作物生育期的需求释出氮。大部分（即使不是全部）已开发和评价出的能控制氮有效性的材料和工艺有以下几类：
(a) 低水溶性物质，它们要经化学或生物、或两者兼具的分解才可释出有效氮；
(b) 微溶矿物；
(c) 可溶或相对水溶性物质，它们可被逐渐分解；
(d) 经阻溶性处理的普通水溶性肥料；
(e) 离子交换树脂；
(f) 硝化和脲酶抑制剂。
一、低溶性需分解的物质
这是在水中或土壤溶液中微溶的一类化合物。氮从这类物质中释出的速率与其水溶性以及微生物的作用和化学水解速率有关。微生物和化学分解速率又与溶解速率有关，溶解速率取决于溶解性、粒径和其他因素。
(一)甲醛尿素
脲醛类化合物是这类化合物的主要代表，有其商业利用价值。尿素与大多数醛类反应可生产出含氮30%的微溶化合物，在土壤中经化学或生物作用缓慢分解。
这类产品中，最为人熟知的是甲醛尿素。美国约有6个甲醛尿素厂，其他几个国家也有。在催化剂作用下，尿素与甲醛反应便生成甲醛尿素，产品为白色固体。无味，含氮38%。甲醛尿素不是一个组成固定的化合物，由亚甲尿聚合物组成，聚合物的链长不同，较大分子的交联程度也不同，整个脲甲醛系列化合物，从易溶到完全不溶都有，视尿素对甲醛的分子摩尔比、反应的pH值、时间和温度而定。
三甲基脲似乎是最适宜的一种能缓释氮的化合物。遗憾的是很难商品化生产较纯的三甲基脲。
一般甲醛尿素含30%溶于冷水（25℃）的氮，这部分氮的硝化速率几乎和尿素一样快。在沸水中的溶解度可作为其余70%氮的质量度量。不溶于冷水的氮中，至少有40%溶于热水，它们有合适的农业效应；典型的应溶解50%~70%。美国农业化学家协会用一种活性指数来评价脲甲醛化合物的适用性，定义为：
IA=[CWIN（%）-HWIN（%）]/[CWIN（%）]=100
式中，IA为活性指数；CWIN为不溶于冷水（25℃）的氮百分数；HWIN是不溶于热水（98~100℃）的氮百分数。
作为化肥，这类化合物的适应性取决于下列因素：
(a)不溶于冷水氮的数量，这是缓效氮的来源；
(b)不溶于冷水氮的质量，以活性指数表示，反映了冷水不溶态氮将变成有效态的比率。
甲醛尿素除能供氮外，也可在含磷、钾等其他养分的复合肥配方中应用。甲醛尿素溶液当初用于生产混合肥料，现在已改为在草坪保养事业中直接施用。
美国甲醛尿素的年用量约5万吨，这不包括复合肥生产中所用的甲醛尿素液。它大多数用在非农场市场上，如草皮、风景、装饰、园艺、温室作物和用于针叶树苗移栽过程中出现损伤时的补救措施。
(二)丁烯叉二脲(CDU)
这种缓效化合物由尿素和巴豆醛或乙醛反应生成，粉状CDU含氮30%，已直接用作肥料。由90?U和10%NO3-N组成的颗粒产品Floranid含氮28%。用含氮75%的CDU制造颗粒NPK肥料品级为20-5-10。已知微生物转化CDU中的化学键合氮依赖于温度。
(三)异丁叉二脲(IBDU)
IBDU在日本已作为商品肥料生产。它是尿素与异丁醛的缩合产物，摩尔比为2∶1。纯IBDU含氮32%，在水中的溶解度与pH值和温度有关，一般只有0.1%~0.01%。IBDU中氮转化成植物有效态的速率受肥料颗粒溶解性的控制，颗粒越小，溶解越快。对作物生长适宜的土壤pH值、温度和水分条件也加速IBDU在土壤中的矿化。
肥料级IBDU大约含氮30%，可与可溶性NPK化肥混合造粒，生产各种复合肥料。IBDU已在美国市场上销售，商品名为“一次壮”（Vigoro Once）。
(四)尿素乙醛肥料（UZ）
尿素和乙醛反应形成尿素乙醛肥料，产品为乙叉二脲、二乙烯和一些未反应尿素的混合物。作为肥料的聚合物含氮33%~38%，其中15%为水溶性，其余为缓溶性。它在土壤中分解释放氮比多数常见缓效氮肥快，这种肥料最初在德国试验，现已不作商品肥料生产，但日本还有生产。
(五)其他脲醛类缩合物
糖代联脲为尿素和乙二醛的反应产物，微溶于水（30℃时只溶0.2%），已获专利，可用作缓效氮肥。日本已用糠醛副产品生产少量二亚糠基三醛脲。前苏联对尿素与甲醛、乙醛混合物的缩合产品MFU-A也很感兴趣。
(六)草酰铵
50年代末日本研究人员报道了草酰铵（即乙二酸二醛氨）是一种缓慢释放氮的理想化合物。结构式为：
(图：图e 结构式)

该化合物色白，不吸湿，含氮31.8%，不溶于冷水，25℃时的质量溶解度只有0.4%。
草酰胺的溶解速度是颗粒大小和硬度的函数，与颗粒大小关系更大。随着溶解，草酰胺在微生物作用下C-C键断裂发生水解，生成碳酸铵。粉状或细粒草酰胺硝化比硫酸铵快，与酸性土壤中尿素的硝化速率相当。
由于没有较为经济的工艺生产草酰胺，所以至今它还不是商品肥料。TVA重新研究了草酰胺的合成。现正考虑几种较诱人的工艺。如果开发出较经济的工艺，草酰胺的消费量将很可观。这是一种不烧苗的氮肥，可用在草皮和园艺作物上，也可用于其他特殊用途。
(七)三嗪（尿素干馏物）
三嗪是在有氨存在时将尿素加热而生成各种化合物。这些化合物中，三聚氰酸、三聚氰酸二酰胺、三聚氰酸一酰铵和三聚氰胺的含氮量分别为32.4%、43.7%、49.4%和66.5%，虽然目前还不以商业规模生产，但因其含氮量高、溶解速度慢，且易合成，所以这种缓效氮肥的应用前景很好。据报道，三聚氰酸在硝化前期具有毒性。
二、微溶矿物
分子通式为MeNH4PO4.xH2O或MeKPO4.xH2O，其中Me指二价金属元素铜、钴、锰、铁、锌等。这类化合物中，磷酸铵镁最常见。所有这些化合物只微溶于水，其独到之处在于所含元素对植物都是必需的。
这类化合物含氮量低，一般为5.7%~9%，P2O5含量则为29%~45%。硝化和营养元素释放速率可用粒径来控制，颗粒较大延缓这一过程。美国销售的商品磷酸铵镁主要为一水合物，含氮8%，P2O5 40%和MgO25%。该产品商标为MagAmp，25℃时100毫升水可溶解0.014克，水溶氮为1.0%~2.0%。
磷酸铵镁可以表施，用量大时也不灼伤植物。其用途广泛，可用于草地、树苗、观赏植物、柑橘、蔬菜和大田作物。在树苗苗床上施用效果最好，并可在移栽幼苗时基施。
三、能逐渐分解的可溶物质
硫酸脒基脲（GUS）和磷酸脒基脲（GUP）是惟一兼具水溶性和缓释特点的物质。它们被土壤胶体吸附后矿化速率很慢，尤其在好气条件下更慢。在水稻土等嫌气条件下其矿化速率快得多。
GUS和GUP的含氮量各为37.0%和27.8%。GUS由氰氨化钙直接酸化形成，它在日本施于水稻，但销售量不大。
四、抗溶解处理普通水溶性产品
很多天然或合成的聚合体（如聚氨基甲酸乙酯、聚乙烯等）、蜡、石蜡、沥青化合物和单质硫都是疏水物质，用它们做防水包衣或防水膜可有效控制养分从水溶性肥料颗粒中释放的速率。包衣分三种类型：
(a) 半透膜。水通过膜扩散进来，并把核中的水溶性氮溶解，提高渗透压，迫使溶解的氮穿过包衣进入土壤溶液。
(b) 多孔不透膜。包衣膜上有很多针孔，允许水溶性氮向外渗透。
(c) 固态不透膜。这些物质可被土壤微生物降解产生孔，溶解的氮由此释放出来。
(一)包被、包封和基质包衣
包被、包封和基质包衣等物质都曾用于阻止水溶性含氮或其他植物养分化肥的溶解，Hauck和Koshino综合评价了缓释性和改良性肥料，并指出了下列三种常用的主要包被类型：
(a) 有许多微孔的不透性包衣，溶解的氮和其他组分可通过微孔扩散。
(b) 半透包衣，水可经半透膜扩散到内部，直到内部液压造成包衣破裂为止。
(c) 完整不透包衣，须经化学、微生物或腐蚀作用的分解，水溶性成分才能释放。
包衣可只作阻挡层，也可兼作植物营养源。
很多物质已用来包裹肥料，包括胶、油、蜡、石蜡、焦油、沥青、硫和多聚物。选择的包衣材料应薄，否则它们在肥料颗粒上占很大体积，明显降低养分含量。多数肥料颗粒呈多孔、粗糙、表面不规则状态，很难做到均匀一致的包被。
(二)可使养分扩散的有孔不透性包被
这类长效肥料是用带孔不透膜包裹单粒或多粒水溶性肥料，有的肥料只含氮，有的兼含多种养分，曾用具有少量微孔的聚乙烯薄膜很好地包裹肥料。
早在1965年，松树长期施用试验表明，可施用带有不同孔径微孔聚乙烯膜包被的常用商品肥料。一种采用该法包裹的商品肥料叫做Rootcontact Pakets，用于果树、园艺植物、观赏植物和森林树苗。
(三)半透膜
以长效肥料Osmocote为例，其中含水溶性氮、磷和钾，用半透膜包裹后可允许水进入，直到内部液压增加，足以撑破包被。这种包衣由多层树脂聚合物组成，主要是二聚环戊二烯和乙二醇酯的共聚物。包衣的类型和厚度很大程度上决定了给定成分的释放特点。薄包衣释放速度快，只需几个月，而厚包衣释放慢，释放期长。现已商业化生产出释放期短到3个月至长达9个月之久的配方产品。
这类肥料如遇低温或间歇性干旱，释出的氮或其他养分便减少，当早先湿润的包裹颗粒遇到长期严重干旱时，被包裹的养分会过早地释放。
三种最广泛施用的Osmocote为14-14-14、18-9-9和16-4-8。包衣占毛重的10%~15%，建议将其用于草坪、花卉园艺、定植苗和高产值行播作物。
(四)固态不透膜
控制尿素等常见干肥料缓慢释放氮的有效方法之一是用相对不溶而且价廉的物质如单质硫做包衣。这种固态不透膜包衣需经土壤微生物或化学或机械作用使其分解破裂。
1961年TVA首先在实验室或小型试验中生产出硫衣尿素缓效氮肥（SCU）。自此，TVA继续扩大研究处置该产品的方法和不同条件下施于不同作物的农用效果。目前，TVA正在实验厂生产这种产品，且运转良好，产品质量上乘。
基本工艺包括在每粒尿素上形成一层硫壳，即尿素颗粒在转鼓内下落途中喷上一层已熔化的单质硫。在第二个转鼓内用熔化的密封剂（聚乙烯和光亮油的混合物）密封硫衣上的微孔和裂纹。现在产品配方中含氮36%~38%，均为尿素氮，且包衣控制尿素释出颗粒的时间和速率。如颗粒包衣不均匀，则硫衣尿素在土壤中见湿后释出尿素的时间便不同，改变包衣过程中的用硫量能调节硫衣尿素的释放速率。
TVA用硫制成的硫衣尿素不抗机械碰撞或磨损。剧烈碰撞或磨损将破坏包衣，改变或损害产品缓释特点。为避免磨损，建议不用螺旋或刮板式输送机，尽量减少处置。用桨式或用配以倾斜螺旋输送机的拌合机混配生产散装混肥时包衣损坏程度很大。用配有高速风扇（800~1500转/分）的扇式撒施机配以偏心式进料器施硫衣尿素也会引起严重机械磨损。
需在生育期内多次施用水溶性氮肥的地区若改用硫衣尿素会很适宜，特别在多雨或多次灌溉地区的砂土上施用效果更好。在甘蔗、菠萝、禾本科饲草、草皮、观赏植物、酸果、草莓、间断性淹水或长期淹水条件下的水稻上施用有好处。因分解作用而严重损失氮时也宜施用硫衣尿素。
硫衣尿素的另一个优点是含硫。虽然包衣中的单质硫在施后头一年不能明显消除缺硫现象，但以后的年份便成为植物硫营养的一个重要来源。
现在美国和加拿大各有一个公司正生产和销售硫衣尿素，英国也正制造该产品。
(五)基质
很多已获得专利的工艺能把含氮、磷、钾等养分的可溶性盐类肥料分散到沥青、蜡、石蜡、油、凝胶、聚合物和树脂中。甲醛尿素等水溶性差的含氮化合物也能混合到基质中，或混溶在膨胀型蛭石、珍珠岩、粘土、玻璃料及类似的物质中。
把磨细的硫酸铵和沥青-蜡粘合剂混合后压成丸粒，再涂层蜡制成长效基质肥料，在水稻上施用的效果比未包衣的硫酸铵肥效明显提高。类似的基质肥料比普通肥料在草场和蔬菜作物上肥效好。
(六)覆盖物
合成的覆盖物（塑料薄膜、纸或沥青）是另一种能控制水溶性肥料释氮的材料。它们铺在施肥带上可防止砂土在雨量大、灌水多时养分流失。美国佛罗里达州用塑料薄膜作覆盖物，可使条施的氮肥和其他水溶性肥料中养分保持合理的扩散梯度。含氮或含其他养分的水溶性肥料，加到沥青和蜡乳剂的水相中后便转变成长效肥料。
五、抑制微生物活性
(一)硝化抑制剂
某些能毒害硝化细菌的物质加到土壤中便暂时抑制硝化作用。近几年，试验了很多选择性抑制土壤硝化的化合物，更有效地管理所施氮肥。理想的硝化抑制剂应具备：
(a)对植物、其他土壤微生物、鱼和哺乳动物无毒害作用；
(b)通过抑制亚硝化细菌的繁殖或活性，使铵不能转化为硝酸盐；
(c)不干扰硝化细菌对亚硝酸盐的转化；
(d)能随肥料或肥料溶液移动，与氮肥一起在土壤中均匀分布；
(e)抑制作用较稳定，并能持续一定时间，一般为数周至数月；
(f)价格较低，以利于做商品肥料。
美国至少有2个，日本有10个公司持有研制出的特殊硝化抑制剂的专利。
两种可能最熟悉而且效果较好的化合物为氯啶（N-Serve）和AM。氯啶即2-氯-6-(三氯甲基)吡啶，常叫做Nitrapyrin；AM为一种取代嘧啶（2-氨基-4-氯-6-甲基嘧啶）。美国每年约有1500万亩作物施用Nitrapyrin。美国自1970年代末就开始销售氯唑灵（Terrazole），即5-乙氧基-3-三氯甲基-1,2,4-噻二唑。ATC（盐酸4-氨基-1,2,4三唑）已在日本施用。美国、加拿大几个试验点现在正对其进行农业评价。1960年代后期日本引进了2-磺胺基噻唑（磺胺噻唑或ST），同时还证明DCS（或称N-2,5-二氯苯琥珀酰胺酸）也是一种较理想的抑制剂。脒基硫脲（1-酰氯基-2-硫脲或ASU）在日本作为硝化抑制剂已获得专利。
试验发现，双氰胺
(图：图f 公式)

即DCD既可作硝化抑制剂，也可作缓效氮肥。日本已将其加进混合肥料中施用，并产出添加质量10?D的甲醛尿素产品。上述两种情况下，DCD既能抑制硝化作用，又能增加水溶氮含量。
前联邦德国已用4∶1的尿素DCD制成商品肥料。英国洛桑试验站前工作人员Ashworth认为，DCD极易在液氨中溶解且较稳定，施用1公斤/亩，可在3个月内有效抑制液氨的硝化作用。
现已研制出几种专性硝化抑制剂：2-苯并噻唑硫烷基吗啉（KN或KNE）；2-氨基-4-甲基-6-三氯甲基三嗪（MAST）；3-巯基-1,2,4-三唑（MT）；异硫氰酸盐；卤代苯酚；硝基苯胺和卤化苯胺。
硫脲、甲硫氨酸、氰基胍、氯酸钠、叠氮化钠、叠氮化钾、二噻烷、二硫代氨基甲酸盐、一碘乙酸等也是很有效的硝化抑制剂，二硫化碳及有关的化合物如三硫代碳酸盐分解后释放出CS2，它们也是很强的硝化抑制剂，其成本低于市售的某些抑制剂。
英国和加拿大对另一类化合物也很感兴趣，如黄原酸，分解后可释出CS2，但比三硫代硫酸盐释放得慢。因而这类化合物有较长期抑制硝化作用的能力。尽管黄原酸盐浓度相当高时才能明显抑制硝化作用，但因其价格低，所以应用前景很好（图5-27）。
(图：图5-27 乙基黄原酸钾在Rolling Hill土壤上对硝化作用的抑制情况)

必须知道，硝化抑制剂防止氮损失，只当其有效期内不希望有NO3-转化时才有意义。如果在不出现NO3-损失的条件下加抑制剂，根本不会影响氮肥肥效。抑制剂的抑制效果消失后再出现NO3-损失的条件时，它也无能为力了。虽然人们普遍地知道易产生NO3-损失，但难以准确预测何时和将有多少氮损失。
(二)脲酶抑制剂
有许多当尿素肥效不高时用脲酶抑制剂控制尿素水解速率的实用方法。已对很多用作脲酶抑制剂的化合物做过评价，所有已知抑制剂分为三类。
第一类是通过阻塞酶的活性部位上的必需巯基团来抑制脲酶活性。金属离子Ag+、Hg2+、Cu2+属这类，其抑制作用与金属硫化络合物的溶度积成反比。苯醌、醌和二羟酚如以醌形态存在，也能与脲酶上的巯基反应。杂环硫化合物对脲酶的抑制作用与上述很相似，也是与巯基结合后产生抑制作用。醌类化合物能有效地抑制土壤脲酶，但对人体稍有刺激作用。在还原条件下，杂环硫化合物不会产生任何抑制作用。
第二类抑制剂属尿素的结构类似物，如硫脲、甲脲和取代尿素。它们与尿素结构相似，与尿素竞争酶上的同一活性部位，从而达到抑制脲酶的作用。因在酶上同一部位竞争，所以尿素浓度高时，它们便不起抑制作用。
第三类抑制剂是可与脲酶分子中镍原子反应的化合物。异羟肟酸是专性非竞争脲酶抑制剂，这是所有已知抑制剂中研究得最透彻的一类。其中，辛酰基异羟肟酸最有效。值得注意的是，并非所有能与镍反应的化合物都能抑制脲酶。
1980年以来，几篇文章报道了苯膦酸二酰胺类化合物在淹水土壤中能有效抑制脲酶的活性。抑制期约为4天，可把这类化合物加到含尿素的液肥中，也可与尿素一起造粒。
很多能抑制脲酶活性的化合物中，很少有能满足下列特殊要求的：
(a)低浓度便有效；
(b)对高等生物相对无毒害作用；
(c)价格低；
(d)与尿素相容；
(e)在土壤中与尿素一起移动。
通过脲酶抑制剂来提高尿素肥效不如直接改变土壤中尿素浓度效果好，比如施用大粒尿素或采用局部施肥方法。
第十三节 氮肥的酸碱性及氮肥肥效
一、氮肥的酸碱性
有些肥料在土壤中产生酸性，另一些又产生碱性，也有些肥料对土壤pH值不产生永久影响。氮肥的载体对土壤pH值和阳离子浓度影响较大，多数常用氮肥会使土壤酸化，加速阳离子的淋洗损失。本章前面的硝化方程式中解释了酸度是如何产生的。第十一章将详述常用肥料，特别是含氮肥料的酸碱性。
二、供水与氮肥肥效
作物对氮肥的反应，很大程度上取决于生育期的供水状况。大部分农作地区，特别是雨量较少的美国和加拿大西部地区，降水量及分布多变，对一定数量的氮肥肥效而言，在某些年份可能低于其他年份，第二章的图2-7和图2-8清楚地表明因水分不足而限制了作物施氮肥后的肥效。由灌溉保证适宜的水分供应时，氮肥施用的效果是无可置疑的。
如果种植者能算出一定量的氮肥投资可能获得的收益，他们就能为获得最大净收益而制订耕种计划。也有必要在推导预算投入-产出的公式前了解降水年类型。
三、作物对不同来源氮肥的反应
很多研究对各种氮肥肥效进行了评价。本书的目的不是评论每个试验结果，而是对这些试验中的发现和施用氮肥的原理进行综述。
(a) 因土壤中硝酸盐一般比铵盐浓度大，所以作物主要吸收硝酸盐。此外，硝酸盐在土壤中易移动，使之易被作物吸收。
(b) 铵盐是一种重要的植物氮源，特别在许多重要作物的生育前期它更为重要。吸收铵盐可产生几种有益的作用，如刺激作物吸磷、酸化根表面附近pH值较高的土壤、抑制根腐病和其他病害等。
(c) 液氨、常压UAN液和尿素在北美为主要氮肥。常压UAN液的主要优点是处置和施用都很方便。尿素颗粒的物理性质得到改善，加上制造、处置、储存和运输都比较经济，所以日益为更多的人所接受。
(d) 铵态氮和天然有机物质的硝化规律很难证明它们在温暖、通气良好的湿润土壤中能缓慢释放氮，因而明显减少氮的淋失。因寒冷条件下矿化作用较低，所以在寒冷、细质地土壤上，水不溶态氮比水溶态氮淋失得较少。
(e) 离子交换的特性一般影响化学氮肥的肥效。土壤胶体对铵态氮吸附作用防止了铵的淋失。硝态氮则不被吸持。这种差异在细质地土壤上最大，粗质地土壤上较小。不同品种的固体氮肥表施于不同质地的土壤时应考虑肥料向下移动的问题。如土壤条件有利于硝化，则这两种形态的氮在淋失方面差别较小。
(f) 集中施用含铵或产铵肥料，如液氨和氨水注施、干性氮肥条施或制成大粒施用，都会引起吸持区中及其附近土壤条件急剧变化。
(g) pH值在铵态肥料吸持区内及其附近会暂时地、急剧地上升，氨、铵和亚硝酸盐的浓度急剧增加。吸持区中的渗透吸力亦随之增加。这都会明显影响微生物对NH4+和NO2-的转化。
(h) 在微生物将铵氧化成硝酸盐的过程中，亚硝酸盐是一种中间产物，易受非酶促反应分解，结果造成氮的氧化物散失。新的证据表明，亚硝酸盐与有机质反应，生成氮和一氧化二氮气体，比以前认为的更重要。此外，亚硝酸盐也可被土壤有机质固定。
(i) 如果条件有利于硝化作用，哪种形态的氮更有效则与陪伴离子或当作杂质的某些元素有关。以施用硫酸铵为例来说明，在缺硫土壤上施用硫酸铵，比施用不含硫的氮肥（如其他肥料中也不含硫）效果明显提高。在此情况下，应考虑那种限制元素的经济施用办法。
(j) 有些氮肥，如液氨、氮溶液、尿素和其他氮肥，如施用位置不当，会造成氨的挥发损失。例如将其表施在碱性土壤上，或尿素表施在土壤或草坪上等。此外，如离种子或植物过近，会产生氨毒害作用。选择合理的施肥位置和适当的施肥时间，可避免这些不利现象。
(k) 北部地区某些土壤中积累的矿质氮可能在春融期损失掉。这些损失主要因反硝化作用所致。秋季集中深施铵态氮肥可明显减少氮损失。集中施肥技术包括：施用超大粒肥料和丛施或穴施普通颗粒肥料，这样可有效降低反硝化作用。因硫脲、二硫化碳等硝化抑制剂在春融关键期使NO3-含量降低，所以也能减少反硝化作用损失氮。
(l) 很多化合物可用来控制硝化作用和脲酶活性，现有几种硝化抑制剂已作为商品销售。这些物质在淋失以及生物、化学反硝化作用严重的地区可用于氮肥管理。
(m) 当考虑各种肥料的产酸特性、中量元素和微量元素含量、施肥的方法、时间和位置等差异后，并因地制宜地加以利用时，一种氮肥对作物的增产常与其他氮肥有同等效果。到底选用哪种氮肥，应根据可靠的货源、经济性和易施用性来决定，如供应、施用难易等不太重要，应选用在肥料氮投资上能获得最大经济收益的氮肥品种。
(n) 连续施用产酸肥料后，除非施用足够的石灰以中和产生的酸，否则会引起土壤pH值下降并减产。
小结
(1)大气氮可由不同类型的自生或共生细菌固定在土壤中。这些生物固氮的数量一般满足不了商品生产农场维持作物高产的需要。
(2)本章讨论了各种形态的土壤氮及其在土壤中的转化。影响氮固定和释放的重要因素是碳、磷和硫的供应、土壤通气和温度。
(3)重点讨论了无机氮化合物在土壤中的反应，特别是氨化和硝化作用。本章还论述了各种形态的无机氮在土壤中的吸持和气态氮的损失情况。
(4)讨论了4种不同类型的氮肥，即铵态、硝态、缓效和其他氮肥。铵态氮肥大多数为产酸肥料，长期施用会使土壤pH值下降。硝态氮易遭淋失。在粗质地土壤和多雨地区，这种损失更严重。
(5)讨论了各种氮肥对作物的肥效。如只考虑氮，不同品种的氮肥效果相当。但施用方法，陪伴离子和施肥深度则使它们对作物有不同反应。在决定选用何种氮肥时，施入土壤中单位氮的成本是应考虑的重要因素。
讨论题
1.除化学合成固氮外，大气中的氮还可通过什么途径成为植物可利用的氮?
2.哪些微生物可以固N?
3.哪一土壤特性对根瘤菌的存活和生长影响较大?至少介绍两种提高根瘤菌生长和固氮能力效果的方法。
4.能够区分豆科作物的有效根瘤和无效根瘤吗?说出有效根瘤的位置和外观特征。
5.玉米、小麦、高粱和水稻作物能进行联合固氮吗?如果能，它们是怎样进行的?其中作物的贡献是什么?能影响到产量吗?
6.何为氨化作用和硝化作用?影响这些过程的土壤因素是什么?
7.作物能利用NH4+和NO3-这两种形态的氮吗?哪种形态的氮更易被利用?生长阶段影响作物对NH4+或NO3-的吸收吗?
8.对NH4+或NO3-的吸收影响作物的化学组成吗?有机组成和无机组成的主要区别是什么?
9.说出一种随NH4+和NO3-吸收而变化的重要土壤特性。至少说出两种吸收NH4+带来的有益作用。
10.植物体内蛋白质合成之前的NO3-还原过程消耗能量吗?NH4+的行为是否与此相似?
11.高浓度的NH3和NH4+对植物生长有害吗?如有害，简要加以说明。
12.如果秋季施入NH4+-N能够减少氮的淋失，那么冬季几个月的土壤温度不能超过多少?
13.一般来说，秋施硝态氮肥是一种正确的施肥方法吗?为什么?
14.应如何具体地定义硝化作用?它是一个两步反应，这两步反应是什么?其分别有什么生物参与?
15.为什么硝化作用很重要?你认为硝化作用有正反两方面的作用吗?为什么?请确切回答。
16.何为氨固定?其发生的土壤条件是什么?讨论一下钾对氨和氨对钾的固定和释放的作用。你怎样认为该因素在整个氮肥施用上的重要性?
17.试述你认为NH4+-N淋失比NO3--N的淋失低得多的环境和土壤条件。你认为在什么样的土壤和环境条件下不会产生这些差异?
18.大约在冬小麦种植7天前，你已把大量的小麦秸秆归还到土壤中。播种时你的施肥量为每亩1.5公斤氮，1.5公斤磷和3公斤钾。小麦发芽后不久即变黄，测试结果显示组织内没有硝态氮。那么，小麦怎么了?为什么?假定你作为县里的农业顾问，该地的农民问到你怎么办时，你的回答是什么?
19.氮是以哪种气体形态从土壤中损失的?讨论一下每种形态氮损失的条件，并说明其所发生的反应。
20.你如何来防止或减少氮的气态损失?
21.试述北方土壤造成严重的反硝化损失的诸条件。有可行的有效消除该损失的方法吗?如果有，请指出。
22.对不同形态的氮肥进行分类。
23.目前最为重要的氮肥最初来源是什么?
24.最高浓度的商品氮肥是什么?
25.什么固体含氮物质含氮量最高?
26.哪方面的发展导致提高尿素的知名度?
27.说出在施用液氨和氨水的地区土壤性质发生的主要变化。另外，指出在无水氨态氮源吸持区或附近的土壤条件发生的主要变化。
28.什么条件利于NO2-的积集?试述NO2-对作物的有害作用。
29.通过NO2-作为中介物质能发生严重的氮损失吗?如果能发生，说出氮损失的途径。
30.说出至少三种NO2-与土壤有机质组织发生反应的途径。
31.为什么有时把尿素施在表层是不明智的?
32.提高尿素农业肥效的可行途径是什么?
33.在选择氮素肥源时，最重要的影响因素是什么?
34.每吨225美元的尿素（46%N）与每吨325美元的液氨（82%N）比，以每公斤氮计算，哪一个更便宜?
35.在钙质土壤上施用NH4+-N肥时应注意哪些事项?
36.土地的集约耕作导致有机质的快速分解和硝化速率的提高，为什么?
37.氮的固定和硝化作用间差异是什么?
38.为什么氨态氮对土壤有酸化作用?
39.一般说来，哪种氮溶液能施在土壤表面，而又不向大气中逸失?
40.试述氮素的理想肥源。提高氮肥有效性的氮肥主要产品及施肥方法是什么?
41.列出一些重要的硝化抑制剂。黄原酸盐有抑制作用吗?如果有，是什么引起的抑制作用?
42.试述硝化抑制剂最大效率提高氮肥利用率的条件。
43.何为脲酶?它为什么重要?列出一些能控制脲酶活性的化学物质。
44.施用氮肥能影响土壤pH值吗?最广泛应用的氮肥产品对土壤反应有哪些影响?
参考文献
1. Abruna, F., R. W. Pearson, and C. B. Elkins,“Quantitative evaluation of soil reaction and base status changes resultiog from field application of residually acid forming nitrogen fertilizers.”SSSA Proc., 22: 539 (1958).
2. Adriano, D. C., P. F. Pratt, and S. E. Bishop,“Nitrate and salt in soils and ground waters from land disposal of dairy manure.”SSSA?Proc., 35: 759 (1971).
3. Alexander, M., Introduction to Soil Microbiology, 2nd ed. New York: Wiley, 1977.
4. Allison, F. E., Soil Organic Matter, and lts Role in Crop Prlduction (Developments on Soil Science 3). Amsterdam: Elsevier Scientific, 1973.
5. Allison, F. E., J. N. Carter, and L. D. Sterling,“The effect of partial pressure of O2 on denitrification in soil.”SSSA Proc., 24: 283 (1960).
6. Anderson, O. E.,“The effect of low temperatures on nitrification of ammonia in Cecil sandy loam.”SSSA Proc., 24: 286 (1960).
7. Andrews, W. B., The Response of Crops and Soils to Fertilizers and Manures, 2nd ed. State College, Miss.: W. B. Andrews, 1954.
8. Ashworth, J., and G. A. Rodgers,“The compatability of the nitrification inhibitor dicyandiamide with injected anhydrous ammonia.”Can. J. Soil Sci., 61: 461 (1981).
9. Ashworth, J., G. G. Briggs, A. A. Evans, and J. Matala,“Inhibition of nitrification by nitrapyrin, carbon disulphide and trithiocarbonate.”J. Sci. Food Agr., 28: 673 (1977).
10. Baker, J. H., M. Peech, and R. B. Musgrave,“Determination of application losses of anhydrous ammonia.”Agron. J., 51: 361 (1959).
11. Bates, T. E., and S. L. Tisdale,“The movement of nitrate nitrogen through columns of coarse?textured soil materials.”SSSA Proc., 21: 525 (1957).
12. Bauder, J. W., and B. R. Montgomery,“Overwinter distribution and leaching of fall-applied nitrogen.”Soil Sci. Soc. Am. J., 43: 744 (1979).
13. Beaton, J. D.,“Fertilizers and their use in the decade ahead.”Proc. 20th Annu. Meet. Agr. Res. Inst. (October 1971).
14. Beaton, J. D.,“Urea: its popularity grows as a dry source of nitrogen.”Crops Soils, 30(6): 11 (1978).
15. Beaton, J. D., W. E. Janke, and S. S. Blair,“Fertilizer nitrogen.”Proc. Western Canada Nitrogen Symp., Proc. Alberta Soil Sci. Workshop. Edmonton. Alberta: Alberta Agriculture, 1976.
16. Bettany, J. R., J. W. B. Stewart, and E. H. Halstead,“Sulfur fractions and catbon, nitrogen, and sulfur relationships in grassland, forest, and associated transitional soils.”Soil Sci. Soc. Am. J., 37: 915 (1973).
17. Bixby, D. W.,“Addition of sulfur in all types of fertilizer, including fluids.”Fert. Round Table, Atlanta. Ga. (1978).
18. Blair, G. J., M. H. Miller, and W. A. Mitchell,“Nitrate and ammonium as sources of nitrogen for corn and their influence on the uptake of other ions.”Agron. J., 62: 630 (1970).
19. Blue, W. G., and C. F. Eno,“Distribution and retention of anhydrous ammonia in sandy soils.”SSSA Proc., 18: 420 (1954).
20. Breitenbeck, G. A., A. M. Blackmer, and J. M. Bremner,“Effects of different nitrogen fertilizers on emission of nitrous oxide from soil.”Geophys. Res. Lett., 7(1): 5 (1980).
21. Bremner, J. M.,“Effects of soil processes on the atmospheric concentration of nitrous oxide,”in D. R. Nielsen, Ed., Nitrogen in the Environment, Vol. 1: Nitrogen Behavior in Field Soil, pp. 477-491. New York: Academic Press, 1978.
22. Bremner, J. M., and L. A. Douglas,“Effects of some urease inhibitors on urea hydrolysis in soils.”SSSA Proc., 37: 225 (1973).
23. Bremner, J. M., and K Shaw,“Denitrification in soil: II. Factors affecting denitrification.”J. Agr. Sci. (Camb.), 51: 40 (1958).
24. Bremner, J. M., G. A. Breitenbeck, and A. M. Blackmer,“Effect of anhydrous ammonia fertilization on emission of nitrous oxide from soils.”J. Environ, Qual., 10(1): 77 (1981).
25. Bundy, L. G., and J. M. Bremner,“Effects of substituted p-benzoquinones on urease activity in soils.”Soil Biol. Biochem., 5: 847 (1973).
26. Burford, J. R., and J. M. Bremner,“Relationships between the denitrification capacities of soils and total, water-soluble and readily decomposable soil organic matter.”Soil Biol. Biochem., 7: 389 (1976).
27. Campbell, C. A., E. A. Paul, and W. B. McGill,“Effect of cultivation and cropping on the amounts and forms of soil N.”Proc. Western Canada Nitrogen Symp. pp. 7-101. Edmonton, Alberta: Alberta Agriculture, 1976.
28. Cassman, K. G., and D. N. Munns,“Nitrogen mineralization as affected by soil moisture, temperature, and depth.”Soil Sci. Soc. Am. J., 44: 1223 (1980).
29. Chandra, P.,“The effect of shifting temperatures on nitrification in a loam soil.”Can. J. Soil Sci., 42: 314 (1962).
30. Christianson, C. B., and C. M. Cho,“Denitrification under frozen conditions.”23rd Annu. Manitoba Soil Sci. Meet., pp. 105-109, Univ, of Manitoba (1979).
31. Christianson, C. B., R. A. Hedlin, and C. M. Cho.“Loss of nitrogen fron soil during nitrification of urea.”Can. J. Soil Sci., 59: 147 (1979).
32. Cochran, V. L., L. F. Elliott, and R. I. Papendick,“Carbon and nitrogen movement from surface-applied wheat (Triticum aestivum) straw.”Soil Sci. Soc. Am. J., 44: 978 (1980).
33. Colliver, G. W.,“Nitrification inhibitors can increase yields.”Farm Chem., 143(4): 114 (1980).
34. Cominco Ltd., Chemicals and Fertilizers Product Data Manual. Calgary, Alberta: Cominco Ltd., 1979.
35. Cooper, G. S., and R. L. Smith,“Sequence of products formed during denitrification in some diverse western soils.”Soil Sci. Soc. Am. J., 27: 659 (1963).
36. Cox, W. J., and H. M. Reisenauer,“Growth and ion uptake by wheat supplied nitrogen as nitrate, or ammonium, or both.”Plant Soil, 38: 363 (1973).
37. Davis, C. H.,“New developments in U.S. chemical fertilizer technology.”180th Natl Meet., Am. Chem. Soc., Las Vegas, Nev. (1980).
38. Diamond, R. B., and F. J. Myers,“Crop responses and related benefits from SCU.”Sulphur Inst. J., 8: 9 (1972).
39. Feagley, S. E., and L. R. Hossner,“Ammonia volatilization reaction mechanism bdtween ammonium sulfate and carbonate systems.”Soil Sci. Soc. Am. J., 42: 364 (1978).
40. Fenn, L. B.,“Ammonia volatilization from surface applications of ammonium compounds on calcareous soils: III. Effects of blending nonprecipitate forming with a precipitate forming ammonium compound.”Soil Sci. Am. J., 39: 366 (1975).
41. Fenn, L. B., and D. E. Kissel,“Ammonia volatilization from surface applications of ammonium compounds on calcareous slils: I. General theory.”Soil Sci, Am. J., 37: 855 (1973).
42. Fenn, L. B., and D. E. Kissel,“Ammonia volatilization from surface applications of ammonium compounds on calcareous slils: II. Effects of temperature and rate of NH4+-N application.”Soil Sci. Am. J., 38: 606 (1974).
43. Fenn, L. B., and D. E. Kissel,“Ammonia volatilization from surface applications of ammonium compounds on calcareous soils: IV. Effect of calcium carbonate content.”Soil Sci. Soc. Am. J., 39: 631 (1975).
44. The Fertilizer Institute, Agricultural Anhydrous Ammonia Operator's Manual. Washington, D.C.: The Fertilizer Institute, 1973.
45. Fisher, W. B., Jr., and W. L. Parks,“Influence of soil temperature on urea hydrolysis and subsequent nitrification.”SSSA Proc., 22: 247 (1958).
46. Freney, J. R.,“Sulfur-containing organics,”in A. D. McLaren and G. H. Peterson, Eds., Soil Biochemistry, pp. 229-259, New York: Marcel Dekker, 1967.
47. Giordano, P. M., and J. J. Mortvedt,“Release of nitrogen from sulfur-coated urea in flooded soil.”Agron. J., 62: 612(1970).
48. Gould, W. K.,“Ingibition of urease activity,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. Alberta Slil Sci, Workshop, pp. 143: 158. Edmonton, Alberta: Alberta Agriculture, 1979.
49. Gould, W. D., F. D. Cook, and J. A. Bulat,“Inhibition of urease activity by heterocyclic sulfur compounds.”Soil Sci. Soc. Am. J., 42: 66 (1978).
50. Gould, W. D., F. D. Cood, and G. R. Webster,“Factors affecting urea hydrolysis in several Alberta soils.”Plant Soil, 38: 393 (1973).
51. Hanawalt, R. B.,“Environmental factors influencing the sorption of atmospheric ammonia by soils.”SSSA Proc., 33: 231 (1969).
52. Harapiak, J. T., and L. McCulley,“WCFL nitrogen studies on barley-1975.”Proc. 19th Annu. Manitoba Soil Science Meet., Winnipeg, Manitoba (1975).
53. Hauck, R. D.,“Urea: soil chemistry and agronomic efficiency,”Proc. Fert. Ind. Round Table. pp, 211-212, Washington, D.C. (November 4-6, 1975).
54. Hauck, R. D., and M. Koshino,“Slow-release and amended fertilizers,”in R. A. Olson, T. J. Army, J. J. Hanway, and V. J. Kilmer, eds., Fertilizer Technology and Use, 2nd ed. Madison, Wis.: Soil Science Society of America, 1971.
55. Hays, J. T.,“Methylolura solutions-chemistry and fertilizer action.”180th Nat'l Meet., Am. Chem. Soc., Las Vegas. Nev. (1980).
56. Henry, J. L., T. J. Hogg, and E. A. Paul,“The effect of anhydrous ammonia on soil,”Proc, 1979 Soils Crops Workshop, Publ.403, pp. 34-57, Univ. of Saskatchewan, Saskatoon (1979).
57. Hinman, W. C.,“Fixed ammonium in some Saskatchewan soils,”Can. J. Soil Sci., 44: 151 (1964).
58. Huber, D. M.,“The use of fertilizers and organic amendments in the control of plant disease,”in D. Pimentel. Ed., Handbook Series in Agriculture: Pest Management, pp. 357-394. Boca Raton, Fla.: CRC Press, 1980.
59. Huber, D. M., H. L. Warren, D. W. Nelson, and C. Y. Tsai,“Nitrification inhibitors-new tools for food prlduction,”BioScience, 27: 523 (1977).
60. Hutchinson, G. L., and A. R. Mosier,“Nitrous oxide emissions from an irrgated cornfield.”Science, 205: 1125 (1979).
61. International Fertilizer Development Center and United Nations Industrial Development Organization, Fertilizer Manual, Reference Manual IFDC-R-l. Musckd Shoals, Ala.: IFDC, 1979.
62. Iritani, W. M., and C. Y. Arnold,“Nitrogen release of vegetable crop residues during incubation as related to their chemicai composition,”Soil Sci., 89: 74 (1960).
63. Isfan, D.,“Nitrogen rate-yield-preipitation relationships and N rate forecasting for corn crops.”Agron. J., 71: 1045 (1979).
64. Jansson, S. L.,“Tracer studies on nitrogen transformations in soil with special attention to mineralization-immobilization relationships.”K. Lantbrukshoegsk, Ann., 24: 101(1958).
65. Johnson, W. E.,“Review of research results with anhydrous ammonia and aqua ammonia,”Proc. 1977 Soil Fert. Crops Workshop, Publ.328, pp. 100-109, Univ. of Saskatchewan, Saskatoon (1977).
70. Juma, N. G., and E. A. Paul,“Crop utilization and fate of fertilizer and residual nitrogen in soil,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. Alberta Soil Sci. Workshop, pp.26-36, Edmonton, Alberta: Alberta Agri 1979.
71. Kowalenko, C. G., and G. J. Ross,“Studies on the dynamics of 'recently' clay-fixed NH4+using 15N.”Can. J. Soil Sci., 60: 61(1980).
72. Kresge, C. B.,“Ammonia volatilization losses from nitrogen fertilizers when applied to soils.”Diss. Abstr., 20: 448 (1959).
72. Kresge, C. B., and D. P. Satchell,“Gaseous losses of ammonia from nitrogen fertilizers applied to soils.”Agron. J., 52: 104 (1960).
73. Leyshon, A. J., C. A. Campbell, and F. G. Warder,“Comparison of the effect of NO3- and NH4-N on growth, yield and yield components of Manitou spring wheat and Conquest barley.”Can, J. Plant Sci., 60: 1063 (1980).
74. Lindsay, W. L., M. Sadig, and L. K. Porter,“Thermodynamics of inorganic nitrogen transformations,”Soil Sci. Soc. Am. J., 45: 61 (1981).
75. Long, F. L., and G. M. Volk,“Availability of nitrogen from condensation products of urea and formaldehyde.”Agron. J., 55: 155 (1963).
76. McCants, C. B., E. O. Skogley, and W. G. Woltz,“Influence of certain soil fumigation treatments on the response of tobacco to ammonium and nitrate forms of nitrogen,”SSSA Proc., 23: 466 (1959).
77. Mahendrappa, M. K.,“Ammonia volatilization from some forest floor materials following urea fertilization,”Can. J. For. Res., 5: 210 (1975).
78. Malhi, S. S., and M. Nyborg,“Effectiveness of several nitrification inhibitors and their effect on mineralization of soil nitrogen,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. Alberta Soil Sci. Workshop, pp. 113-131. Edmonton, Alberta: Alberta Agriculture, 1979.
79. Malhi, S. S., and M. Nyborg,“Rate of hydrolysis of urea as influenced by thiourea and pellet size,”Plant Soil, 51: 177 (1979).
80. Malhi, S. S., and M. Nyborg,“An evaluation of carbon disulphide as a sulphur fertilizer and as a nitrification inhibiror.”Plant Soil, 65: 203 (1982).
81. Malhi, S. S., F. D. Cook, and M. Nyboed,“Inhibition on nitrite formation by thiourea in pure cultures of Nitrosomonas,”Soil Biol. Biochem., 11: 431 (1979).
82. Mengel, K., and E. A. Kirkby, Principes of Plant Nutrition, 3rd ed. Bern: lnternational Potash Institute, 1982.
83. Nielsen, R. F., and R. Carter,“Nitrogen deficiencies in fall fertilized winter wheat.”Proc. 31st Annu. Northwest Fert. Conf., pp. 125-127, Northwest plant Food Association, Portland, Oreg. (1980).
84. Nommik, H.,“Ammonium fixation and other reactions involving a nonenzymatic immobilization of mineral nitrogen in soil,”in W. V. Bartholomew and F. E. Clark, Eds., Soil Nitrogen, pp. 198-258. Madison, Wis.: American Society of Agronomy, 1965.
85. Nommik, H.,“The effect of pellet size on the ammonia loss from urea applied to forest soil.”Plant Soil, 39(2): 309 (1973).
86. Nyborg, M., and R. H. Leitch,“Losses of soil and fertilizer nitrogen in northern Alberta,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. Alberta Soil Sci. Workshop, pp. 56-84. Edmonton, Alberta: Alberta Agriculture, 1979.
87. Nyborg, M., S. S. Malhi, and C. Monreal,“Placement of urea in big pellets or nests,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. Alberta Soil Sci. Workshop, pp. 99-112. Edmonton, Alberta: Alberta Agriculture, 1979.
88. Okon, Y.,“Recent progress in research on biological nitrogen fixation with nonleguminous crops.”Phosphorus Agr., 82: 3 (1982).
89. Pang, P. C., R. A. Hedlin, and C. M. Cho,“Transformation and movement of band-applied urea, ammonium sulfate, and ammonium hydroxide during incubation in several Manitoba soils.”Can. J. Soil Sci., 53: 33181973).
90. Parish, D. H., L. L. Hammond, and E. T. Craswell.“Research on modified fertilizer materials for use in developing-country agriculture.”180th Nat'l Meet., Am. Chem. Soc., Las Vegas, Nev. (1980).
91. Parr, J. F., and J. C. Engibous,“Patterns of NH3 distribution in the soil,”in Anhydrous Ammonia Agronomy Workshop. pp. 4-1-4-8. Memphis, Tenn.: Agricural AmmoniaInstitute, 1966.
92. Passioura, J. B., and R. Wetselaar,“Consequences of banding nitrogen fertilizers in soil : II. Effects on the growth of wheat roots.”Plant Soil, 36: 461 (1972).
93. Patten, D. K., J. M. Bremner, and A. M. Blackmer,“Effects of drying and air-storage of soils on their capacity for deitrification of nitrate,”Soil Sci. Soc. Am. J., 44: 67 (1980).
94. Paulson ,K. N., and L. T. Kurtz,“Locus of urease activity in soil,”Soil Sci. Soc. Am. J., 33: 897 (1969).
95. Pesek, J., G. Stanford, and N. L. Case,“Nitrogen production and use,”in R. A. Olson, T. J. Army, J. J. Hanway, and V. J. Kilmer, Eds., Fertilizer Technology and Use, 2nd ed. Madison, Wis.: Soil Science Siciety of America,1971.
96. Platou, J.,“SCU-A progress report.”Sulphur Inst. J., 8: 9 (1972).
97. Porter, L. K.,“Gaseous products produced by anaerobic reaction of sodium nitrite with oxime compounds and oximes synthesized from organic matter.”Soil Sci. Soc.Am. J., 33: 696 (1969).
98. Reisenauer, H. M.,“Absorption and utilization of ammonium nitrogen by plants,”in D. R. Nielsen, Ed., Nitrogen in the Environment, Vol. 2: Soil-Plant-Nitrogen Relationships, pp. 157-170. New York: Academic Press, 1978.
99. Rennie, D. A., J. D. Beaton, and R. A. Hidlin,“The role of fretilozer nutrients in western Canadian agricultural development.”Canada West Foundation 80-139, Calgary, Alberta (1980).
100. Rennie, R. J., and R. I. Lardon,“Dinitrogen fixation associated with disomic chromosome substitution lines of spring wheat in the phytotron and in the field,”in P. B. Vose and A. P. Ruschel, Eds. Associative Dinitrogen Fixation, pp.145-154. Boca Raton, Fla.: CRC Press, 1979.
101. Rennie, R. J., and R. I. Larson,“Dinitrogen tixation associated with disomic chromosome substitution lines of spring wheat.”Can. J. Bot., 57: 2771-2775 (1979).
102. Rice, W. A.,“Inoculation, nodulation, and nitrogen fixation,”in Alfalfa Production in the Peace River Region, Northern Res. Group Publ. 76-7, pp. D1-D12. Beaverlodge, Alberta: Agriculture Canada, 1976.
103. Rice, W. A., D. C. Penney, and M. Nyborg,“Effects of soil acidity on rhizobia numbers, nodulation, and nitrogen fixation by alfalfa and red clover.”Can. J. Soil Sci., 57: 197 (1997).
104. Rowell, M. J., and H. Aderboom,“Some new nitrification inhibitors and their potential use in agriculture and forestry,”in Effective Use of Nutrient Resources in Crop Production, Proc. Alberta Soil Sci. Workshop. pp.132-142. Edmonton, Alberta: Abeiculture.1979.
105. Russell, E. W., Soil Conditions and Plant Groowth, 10th ed. London: Longmans, Green, 1973.
106. Ryden, J. C.,“Denitrification loss fron a grassland soil in the field receiving different rates of nitrogen as ammonium nitrate.”J. Soil Sci., 34: 355 (1983).
107. Savant, N. K., and S. K. Dedatta,“Movement and distribution of ammonium-N following deep placement of urea in a wetland rice soil.”Soil Sci., Soc. Am. J., 44: 559 (1980).
108. Scarsbrook, C. E.,“Urea-formaldehyde fertilizer as a source of nitrogen for cotton and corn.”SSSA Proc., 22: 442 (1958).
109. Schrader, L. E., D. Domska. P. E. Jung, Jr., and L. A. Petersin,“Uptake and assimilation of ammonium-N and nitrate-N and their influence on the growth of corn (Zea mays L.).”Agron. J., 64: 690 (1972).
110. Shiga, H., W. B. Ventura, and T. Yoshida,“Effect of deep placement of ball type ferrilizer at different growth stages on yield and yield components of the rice plant in the Philippines.”Plant Soil, 47: 351 (1977).
111. Skujins, J. J.,“Enzymes in soil,”in A. D. McLaren and G. H. Peterson, Eds., Soil Biochemistry, Vol. 1. New York: Marcel Dekker, 1967.
112. Smiley, R. W.,“Rhizosphere pH as influenced by plants, soils, and nitrogen fertilizers.”Soil Sci. Soc. Am. J., 38: 795 (1974).
113. Smiley, R. W.,“Forms of nitrogen and the pH in the root zone and their importance to root infections,”in G. W. Bruehl, Ed., Biology and Control of Soil-Borne Plant Pathogens, Vol. 2. St. Paul, Minn.: American Phytopathology Society, 1974.
114. Smiley, R. W.,“Colonization of wheat roots by Gaeumannomyces graminis inhibited by specific soils, microorganisms, and ammonium-nitrogen.”Soil Biol. Biochem., 10: 175 (1978).
115. Smith, C. J., and P. M. Chalk,“Gaseous nitrogen evolution during nitrification of ammonia fertilizer and nitrate transformation in soils.”Soil Sci. Soc. Am. J., 44: 277 (1980).
116. Smith, C. J., and P. M. Chalk,“Fixation and loss of nitrogen during transformations of nitrite in soils.”Soil Sci. Soc. Am. J., 44: 288 (1980).
117. Sowden, F. J.,“Transformations of nitrogen added as ammonirm and manure to soil with a high ammonium-fixing capacity under laboratory conditions.”Can. J. Soil Sci., 56: 319 (1976).
118. Spratt, E. D., and J, K. R. Gasser,“The effect of ammonium sulphate treated with a nitritication inhibitor, and calcium nitate, on growth and N-uptake of spring wheat, ryegrass, and kale.”J. Agr. Sci. (Camb.). 74: 111(1970).
119. Stanford, G., and E. Epstein,“Nitrogen mineralization-water relations in soils.”Soil Sci. Soc. Am. J., 38: 103 (1974).
120. Stanford. G., R. A. Vander Pol, and S Dzienia,“Denitrfication rates in ralation to total and extractable soil carbon.”Soil Sci. Soc. Am. J., 39: 284 (1975).
121. Stanford ,G., J. N. Carter, D. T. Westermann, and J. J. Meisinger,“Residual nitrate and minerailzable soil nitrogen in rdlation to nitrogen uptake by irrigated sugarbeets.”Agron. J., 69: 303 (1977).
122. Steen, W. C., and B. J. Stojanovic,“Nitric oxide volatilization fron a calcareous soil and model aqueous solutions.”Soil Sci. Soc Am. J., 35: 277 (1971).
123. Stevenson. F. J.,“The nitrogen cycle in soils.”Lecture notes, ICA Short Course, University of Illinois (1963).
124. Steyn P. L., and C. C. Delwiche,“Nitrogen fixation by nonsymbiotic microorganisms in some California soils.”Environ. Sci. Technol., 4(12): 1122 (1970).
125. Tennessee Valley Authority,“Reduction of ammonia losses from urea applied to soil surfaces,”in 12th Demonstration of New Developments in Fertolozer Technology, pp. 39-41. Muscle Shoals. Ala.: TVA, 1978.
126. Tennessee Valley Authority,“Direct production of granular urea phosphate without removal of impurities,”in 13th Demonstration of New Developments in FertilozerTechnology, pp. 3-4. Muscle Shoals, Ala.: TVA. 1980.
127. Thomas. G. W., and D. E. Kissel,“Nitrate volatiilzation from soils.”SSSA Proc., 34: 828 (1970).
128. Tisdale, S. L., et al.,“Sources of introgen in crop production.”North CarolinaAgr. Exp. Sta. Tech. Bull. 96 (1952).
129. Tomlinson, T. E.,“Urea-agronomic applications.”Proc. Fert. Soc. (London), 113 (1970).
130. Trappe, J, M., and W. B. Bollen,“Forest soil biology,”in P. E. Heilman, H.W. Anderson, and D. M. Baumgartner, Eds., Forest Soils of the Douglas-Fir Region, pp.145-151 . Pullman: Washington State University, 1977.
131. Tuller, W. N., Ed., The Sulphur Date Book: Freeport Sulphur Company. New York: McGraw-Hill, 1954.
132. Volk, G. N.,“Efficiency of fertilizer urea as affected by method of application, soil moisture, and lime.”Agron, J. 58: 249 (1966).
133. Volk, G. M.,“Gaseous loss of ammonia from prilled urea applied to slash pine.”SSSA Proc., 34: 513 (1970).
134. Watkins, S. H., R. F. Strand, D. S. DeBell, and J. Esch, Jr.,“Factors influencing ammonia losses from urea applied to northwestern forest soils.”Soil Sci. Soc. Am. J., 36: 354 (1972).
135. Welch, L. F.,“Nitrogen use and behavior in crop production.”Illinois Agr. Exp.Bull. 761 (1979).
136. Welch, L. F., and A. D. Scott,“Nitrification of fixed ammonium in clay minerals as affected by added potassium.”Soil Sci., 90: 79 (1960).
137. Wetselaar, R., J. Passioura, and B. R. Singh,“Consequences of banding nitrogen fertilizers in soil: I. Effects on nitrification.”Plant Soil, 36: 159 (1972).
138. Wullstein, L. H.,“Soil nitrogen volatilization. A case for applied research.”Agr. Sci. Rev., 5(2): 8 (1967).
139. Wullstein, L. H.,“Reduction of nitrite deficits by alkaline metal carbonates.”Soil Sci., 108: 222 (1969).
140. Wullstein, L. H., M. L. Bruening, and W. B. Bollen,“Nitrogen fixation associated with sand grain root sheaths (rhizosheaths) of certain xeric grasses.”Physiol. Piant., 46: 1(1979)