(一)植物对土壤中氮的吸收

植物从土壤中吸收氮的过程很复杂，就形态而言多为铵态氮和硝态氮。一般旱作土壤中硝态氮比铵态氮浓度高，容易通过质流而扩散到根部，因此硝态氮(NO₃^--N)是旱地植物营养主要的氮源之一；而对于水田，如种植水稻的水稻土其氮营养主要是铵态氮(NH₄⁺-N)。

(1)硝态氮

植物吸收NO₃^-量高，且为主动吸收；土壤pH低时更易吸收NO₃^-，而NH₄⁺可与之竟争减少植物吸收NO₃^-。植物施用大量NO₃^-时，体内合成的有机阴离子数量增加，无机阳离子Ca²⁺、Mg²⁺和K⁺的积累也相应增加，从而促使根际的pH上升。

(2)铵态氮

NH₄⁺是植物一种理想的氮源，在蛋白质合成中若利用NH₄⁺则比NO₃^-更为节能。NO₃^-结合进蛋白质以前必须还原，这是一种消耗能量的过程，还原1分子NO₃^-需2分子NADH(二磷酸吡啶核苷酸)，而且NH₄⁺在上壤中既不易淋失，也不易发生反硝化作用，损失较少。当pH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⁺和K⁺浓度下降，而无机阴离子PO₄^3-，SO₄^2-和Cl^-浓度增加，从而促使根际pH下降。无论是根际pH上升或下降对根际中养分有效性、生物活性以及污染物的行为都有重要影响。

(二)土壤中氮素转化的重要过程

1．土壤无机氮的微生物固持和有机氮的矿化

土壤无机氮的微生物固持，是指进入土壤的或土壤中原有的NH₄⁺和NO₃^-被微生物转化成微生物体的有机氮。它不同于土壤的NH₄⁺的矿物固定，也不同于NH₄⁺和NO₃^-被高等植物的同化。土壤有机氮的矿化，是指土壤中原有的或进入到土壤中的有机肥和动植物残体中的有机氮被微生物分解转变为氨，因此，这一过程又叫氨化过程。有机氮的矿化和矿质氮的微生物固持是土壤中同时进行的两个方向相反的过程，这两者的相对强弱受到许多因素，特别是可供微生物利用的有机碳化物(即能源物质)的种类和数量的影响。当土壤中易分解的能源物质过量存在时，矿质氮的生物固持作用就大于有机氮的矿化作用，表现为矿质氮的净生物固持(朱兆良等2002)。只有在矿化作用大于固持作用时，才能有多余的无机氮化物供给植物营养，这主要取决于环境中有机碳和氮的比率(C/N)。有机物质的C/N比对氨化的影响很大；C/N比小的有机物质氨化较快；C/N比大的有机物质氨化则较缓慢，此时若添加适量的无机氮，能加速氨化的进行。

土壤氮库实际上是以有机氮为主体的，不包括土壤矿物固定态铵在内的土壤有机氮库的组成及相互作用(Stevenson 1986)。有机残体腐解及其矿化放出无机氮(NH₃和NO₃^-)，被微生物利用结合到微生物体，构成土壤微生物生物量。一部分微生物生物量氮在死亡后可进一步转变为无机氮和较稳定的有机氮，后者可通过腐殖化过程进一步转变成稳定的腐殖物质。

土壤中有机氮化合物的矿化作用主要分两个阶段，第一阶段先把复杂的含氮有机化合物(腐殖质、蛋白质和核酸等)经多种微生物酶的作用逐级分解成简单的氨基化合物，称之为氨基化阶段，其作用过程可以用下式表示：

含氮有机化合物→R-NH₂+CO₂＋能量＋其他中间产物 (3-5)

第二阶段是在微生物作用下各种简单的氨基化合物分解成氨，称为氨化阶段或氨化作用。氨化作用可以用下式表示：

2．硝化作用

硝化作用是微生物在好气条件下将铵氧化为硝酸或亚硝酸，或者是由微生物导致的氧化态氮增多的过程，自养和异养微生物均可参与此过程(徐华等2002)。化能自养硝化细菌是硝化作用的主要作用者，它利用CO₂、碳酸或重碳酸作为碳源并从NH₄⁺的氧化中获得能量：

NH₄⁺+2O₂→NO₃^-+2H+H₂O+能量        (3-7)

其中NH₄⁺来自土壤有机质的矿化及施肥。硝化作用分两步进行，第一步主要由亚硝酸细菌将氨氧化为NO₂^-，中间过渡产物为NH₂OH，总的反应式如下：

NH₃+OH^-+O₂→NO₂^-＋H₂O+2H⁺△G＝-361.7 kJ   (3-8)

第二步由硝酸细菌将NO₂氧化为NO₃^-；

NO₂^-＋H₂O→NO₃^-+2H⁺

2H⁺+1/2O₂→H₂O△G=-74.5kJ          (3-9)

与NH₄⁺ N一样，硝化作用形成的NO₃^--N也是植物容易吸收的氮素，但后者易于淋失而进入地下水；同时，硝化过程可能生成N₂O，它具有破坏臭氧层的作用。然而，目前对硝化过程产生N₂O的机制一直还在争论之中，有两个过程可能与硝化作用形成N₂O有关：①铵氧化细菌在O₂缺乏的情况下利用NO₂^-作为电子受体从而产生N₂O；②介于NH₄⁺与NO₂之间的中间体或者NO₂^-本身能化学分解为N₂O。异养有机体利用有机物质作为碳源和能量来源，它们能从氧化NHT或有机氮化合物中获得部分能量。真菌是最重要的异养微生物。异养微生物对有机、无机氮的氧化可能有如下途径(Killham 1986)：

有机N: RNH₂→RNHOH→RNO→RNO₂→NO₃^-          (3-10)

无机： NH₄⁺→NH₂OH→NOH→NO₂^-→NO₃^-               (3-11)

与自养硝化相比，异养硝化的作用常被认为是微不足道的，并且被认为仅仅只有在实验室进行研究的意义。然而，Kuenen等(1988)发现一种异养硝化细菌亦可以进行反硝化，并可能产生相当数量的N₂O。另一方面在一定的条件下异养硝化的重要性也会超过自养硝化，例如土壤pH低时似乎是严重影响自养硝化的因素，在微生物以真菌为主的酸性针叶林土壤中，硝化作用可能是异养型的。

硝化作用受多种因素的影响，主要包括酸度、通气性、湿度、温度和有机质等。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NHA转变为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。湿度(水分)的大小会影响土壤的通气性进而也影响硝化作用，土壤水分为最大持水量的50％～60％时，硝化作用最旺盛。温度对硝化作用的影响更大，最适温度为30～35℃；通常，土壤温度在5℃以下和40℃以上时，硝化作用就受到抑制(李良漠等1987)。土壤硝化作用旺盛，土壤中NH₄⁺转化为易自由移动的NO₃^-随水流失，这不仅造成植物有效养分的损失，而且可能造成地表和地下水的污染。

3．反硝化作用

土壤中的反硝化作用，包括生物的和化学的反硝化作用，但生物反硝化是主要的。

(1)生物反硝化

生物反硝化作用是在厌氧条件下，由兼性好氧的异氧微生物利用同一个呼吸电子传递系统，以NO₃^-作为电子受体，将其逐步还原成N₂的硝酸盐异化过程。反硝化作用生化过程的通式可用下式表示：

2NO₃^-→2NNO₂^-→2NO→N₂O→N₂         (3-12)

生物反硝化作用由反硝化细菌进行。土壤中已知的能进行反硝化作用的微生物种类有24个属，绝大多数是异养型细菌，亦有少数是自养型。由反硝化微生物引起的反硝化过程是由反硝化微生物分泌的酶体系来催化的(朱兆良等2002)。反硝化产物的种类和数量由土壤本身理化性质和微生物特性决定。土壤通气性、水分含量、土壤有效氮含量、土壤有机质和土壤pH等都影响土壤的反硝化作用及N₂O排放，其中缺乏易分解有机质是限制嫌气土壤反硝化的主要因素。一般增加土壤NO₃^-含量能提高反硝化速率。总之，在土壤的氮素转化过程中，矿化作用和硝化作用是使土壤有机氮转化为有效氮的过程，而反硝化作用是使土壤有效氮遭受损失的过程。

(2)化学反硝化

化学反硝化作用是NO₃^-或NO₂^-被化学还原剂还原为N₂ 或氮氧化物的过程。在大多数土壤中，NO₂^-通过硝化细菌氧化为NO₃^-的速率比NH₄⁺通过亚硝化细菌氧化为NO₂^-的速率快，因而通常很难检测出NO₂^-。但当大量施用NH₃或NH₄⁺态氮肥(如液态氨、碳铵和尿素等)，使局部土壤呈强碱性时，常导致NO₂^-的大量积累，后者易通过化学反应，生成氮气而损失。化学反硝化作用反应方式可能有4种(中国农业百科全书编委会1996)：

1) NO₂^-与胡敏酸或富啡酸反应，生成N₂和N₂O；

2) NO₂^-与氨基酸反应，生成氮气：

RNH₂＋HNO₂→ROH+H₃O+N₂            (3-13)

3) NO₂^-与NH₃反应，生成亚硝酸铵，再复分解成氮气：

NH₃＋HNO₂→NH₄NO₂→2H₂O+N₂           (3-14)

4) NO₂通过化学歧化作用，转变为NO₃^-和NO:

3HNO₂→HNO₃＋H₂O+2NO          (3-15)

而NO与O₂反应，形成二氧化氮：

2NO+O₂→2NO₂         (3-16)

干燥的土壤条件特别有利于NO₂转化为氮气，有利于NO和NO₂逸失到大气中。化学反硝化生成的含氮气体中绝大部分为NO，N₂O所占的比例很小，其生成的N₂O量也远少于硝化过程或反硝化过程形成的N₂O量。

4.按(NH₄⁺)的矿物固定和释放

在2：1型黏粒矿物的膨胀性晶格中，层间的阳离子(Ca²⁺、Mg²⁺和Na⁺)被NH₄⁺取代后，可引起铵的固定。被吸附的NH4+容易脱去水化膜，进入黏粒矿物层间表面由氧原子形成的六角形孔穴中，当NH₄⁺离子进入层间的孔穴后，由于环境条件的变化，可导致黏粒矿物晶层的收缩，使NH₄⁺固定。不同土壤对铵的固定能力不同，与下列因子有关：

1)土壤赫粒矿物类型 蛭石对NH₄⁺的固定能力最强，其次是水云母，蒙皂石较小；高岭石为1：1型黏粒矿物，基本上不固定铵；

2)土壤质地 一般随黏粒含量的增加而增加；在土壤剖面中，表土的固铵能力较心土和底土为低；

3)土壤中钾的状态当晶层间为K⁺所饱和时，会影响NH₄⁺的进入，铵的固定大大减少。许多土壤可能因种植作物携出部分K⁺而使固铵能力增加。施用钾肥对NH₄⁺的固定有一定影响；

4)铵的浓度 土壤中铵的固定量随铵态氮施用量的增加而增加，但施入NH₄⁺的固定率随施用量增加而减少。铵的固定过程虽能持续一段时间，但多在几小时内完成；

5)水分条件 施NH₄⁺后土壤变干时，可增加铵的固定率和固定量。蛭石和水云母在大多数条件下能固定NH₄⁺，但蒙皂石必须在干旱时才能固定铵。干湿交替可能促进土壤铵的固定作用；土壤结冻和解冻可能与千湿交替的作用相似；

6)土壤pH 土壤酸度和NH₄⁺固定能力之间的关系尚未肯定。但随着pH的增加，例如通过施用石灰，铵的固定趋向于略微增加。强酸性土壤(pH<5.5)一般固定的NH₄⁺很少。施用铵态氮肥后所形成的土壤“新固定态铵”，其有效性较高；而土壤中“原有固定态铵”的有效性则很低，能释放出来的数量很少。

5．淋失

以NO₃^-淋失为主，但在砂质土壤中也可能有NH₄⁺淋失。在作物密植且不施肥或施肥较少的土壤中，氮的淋失很少，因为土壤中的NO₃^-含量较低，易被作物吸收和利用。在湿润和半湿润地区的土壤中，氮的淋失较多；在半干旱地区，很少NO₃^-淋失；而在干旱地区，除砂质土壤外，儿无淋失。硝酸盐淋失与地表覆盖有关。草地土壤根系密集，吸氮强烈，土壤中很少硝酸盐积累；即使在湿润地区，氮的淋失也较弱；而休闲地淋洗作用则较强。在湿润、半湿润地区作物收获后，残留在土壤中的硝酸盐易受淋洗和通过反硝化作用而损失。氮的淋失量取决于土壤、气候、肥料和栽培管理措施等条件。淋洗出的硝酸盐可随地表径流排入河流、湖泊等水体中，增加水体的氮负荷，也可引起地下水的污染。

相关链接：土壤中氮的含量和形态