黃立華，楊易，劉伯順，楊靖民，王平，黃廣志，蔣小曈

（1.中國科學院東北地理與農業(yè)生態(tài)研究所，長春130102；2.吉林大安農田生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測研究站，吉林 大安131317；3.吉林農業(yè)大學資源與環(huán)境學院，長春130118；4.內蒙古自治區(qū)扎賚特旗現(xiàn)代農業(yè)產業(yè)園管理中心，內蒙古 扎賚特旗137600）

土壤鹽堿化是當今世界面臨的重要環(huán)境問題。鹽堿土在我國分布廣泛，不同類型的鹽堿地是重要的和潛在的農業(yè)資源[1]。改良和利用鹽堿地是貫徹國家“藏糧于地、藏糧于技”戰(zhàn)略的重要舉措。2021 年10 月習近平總書記在視察山東省東營市時強調了開發(fā)利用鹽堿地對保障中國飯碗的重要作用。2022 年1 月中央印發(fā)的“一號文件”明確要求“積極挖掘潛力增加耕地，支持將符合條件的鹽堿地等后備資源適度有序開發(fā)為耕地”。

由于作物需要從土壤中吸收大量的養(yǎng)分才能獲得產量，鹽堿地在農業(yè)利用過程中必將伴隨著施肥等農藝措施。大量研究表明，蘇打鹽堿土不僅鹽堿障礙嚴重，土壤基礎肥力水平也較低，尤其土壤氮素資源非常匱乏[2]。施用氮肥是蘇打鹽堿地作物獲得增產的重要措施[3]，但鹽堿地區(qū)氮肥利用效率整體偏低[4]。隨著土壤鹽堿程度的增加，氮肥損失明顯增加，損失途徑包括反硝化、氨揮發(fā)、淋洗和徑流等[5]，其中最主要的損失途徑是反硝化和氨揮發(fā)[6-7]。在低鹽堿條件下，鹽度升高對反硝化速率限制作用較明顯，但在高鹽度條件下，反硝化速率降低并不顯著[8]，反硝化速率與pH 呈顯著負相關[9]。鹽堿的增加同時也促進了土壤中的氨揮發(fā)[10]，特別是在堿性土壤中，隨著土壤pH 和堿化度增加，施用氮肥產生的氨揮發(fā)量明顯地增加[11]，并且氨揮發(fā)損失主要受控于土壤pH 和堿化度的影響[12]。然而，不同研究者對于土壤鹽堿影響反硝化和氨揮發(fā)的主控障礙因素的論述不盡相同[8-9，12]，有關鹽堿土反硝化和氨揮發(fā)的過程機制也有待深入研究。

關于土壤鹽堿對反硝化和氨揮發(fā)的影響近年來已成為許多研究者關注的熱點[13]，但就影響機制還存在諸多爭議，有人認為鹽堿土主要受到土壤化學性質的影響，其中高鹽度和堿化度是主要影響因素[14]，也有人認為土壤鹽堿主要抑制了微生物活性[15]，對反硝化和氨揮發(fā)起著間接作用。土壤酶作為其中最活躍的組分之一參與土壤中各種生物化學過程，其活性的強弱可直接反映土壤中物質轉化狀況和土壤肥力水平[16]。在土壤氮素轉化中，硝酸還原酶[17]和亞硝酸還原酶[18]在反硝化過程中起著重要作用，而脲酶則通過影響尿素分解成為影響土壤氨揮發(fā)損失的重要驅動因素[19]。上述相關土壤酶在不同鹽堿土中的活性變化是否對氮素反硝化和氨揮發(fā)起到決定性作用有待研究。

本研究針對蘇打鹽堿地稻田氮肥利用率低的現(xiàn)狀和鹽堿土分布存在空間異質性的特點，先隨機采集土壤樣品，通過對理化指標分析劃分土壤鹽堿化程度，然后采用室內模擬培養(yǎng)實驗的方法分別研究不同鹽堿化程度土壤氮素反硝化和氨揮發(fā)過程以及相關土壤酶的活性變化，并建立氮素反硝化和氨揮發(fā)通量與土壤指標的回歸方程，分析不同土壤鹽堿化參數(shù)、鹽離子含量以及主要養(yǎng)分含量對土壤反硝化和氨揮發(fā)的影響，期望通過對氮素轉化與鹽堿關系的分析闡明影響反硝化和氨揮發(fā)作用的主要因子，為未來鹽堿化農田氮素轉化研究和氮肥利用效率提高提供更多的理論支持。

1 材料與方法

1.1 采樣地點概況

土壤樣品采自吉林大安農田生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測研究站（45°35′58″～45°36′28″N，123°50′27″～123°51′31″E）。該站位于吉林省大安市紅崗子鄉(xiāng)境內，屬溫帶大陸性季風氣候，具有春季干旱多風、夏季炎熱、秋季少雨、冬季漫長寒冷等特點，年平均氣溫4.7 ℃，降雨量約400 mm左右，蒸發(fā)量1 700 mm以上，全年光照充足，無霜期在135 d左右，≥10 ℃的有效積溫約2 900 ℃，適宜作物單季種植。土壤為典型蘇打鹽堿化草甸土。2003年建站后陸續(xù)將部分退化鹽堿地開墾為稻田，田塊設置為面積1 000 m2（40 m×25 m）的統(tǒng)一規(guī)格，采用嫩江引水灌溉，單灌單排，統(tǒng)一耕種管理。由于開墾前土壤鹽堿化程度不同，雖經過短期種稻，不同田塊間的土壤鹽堿化程度仍存在較大差異。

1.2 土壤樣品采集與鹽堿化程度劃分

土壤樣品采集工作于4 月下旬春季稻田耕翻泡田前進行，土層1 m 以上完全解凍，0～20 cm土層無積水或泥濘現(xiàn)象。在站區(qū)內隨機選擇30 塊鹽堿化程度不同的稻田，每塊稻田用土鉆隨機采集5 點0～20 cm土樣，采樣鮮土量約800～1 000 g，混合裝入自封袋，貼上標簽，帶回實驗室混合均勻后按四分法分為2份，1 份放入4 ℃的冰箱內保存，用于培養(yǎng)實驗，另1份自然風干，過20 目和60 目篩后測定土壤鹽分離子含量、養(yǎng)分含量及部分鹽堿化參數(shù)，其他鹽堿化參數(shù)通過鹽分離子含量計算獲得。

根據(jù)30份土樣測試的鹽堿指標（主要為含鹽量和堿化度），參照《吉林土壤》對蘇打鹽堿土的鹽堿化程度劃分標準[20]，將30 份土樣依次劃分為輕度、中度和重度鹽堿土[21]，每個類別中依據(jù)最小歸類樣品數(shù)選取鹽堿化程度接近的3個土樣作為重復，3種土壤的基本鹽堿化程度列于表1，詳細理化性質可參考文獻[21] ，共9個土壤樣品進行氮素反硝化和氨揮發(fā)培養(yǎng)試驗。

表1 供試土壤的基本鹽堿化參數(shù)Table 1 Basic salinization and alkalization parameters of three kinds of soils

1.3 培養(yǎng)實驗與測試指標

1.3.1 反硝化培養(yǎng)實驗

反硝化培養(yǎng)實驗主要參照張先富等[22]的方法，以3 種不同鹽堿化土壤（輕度、中度和重度）為處理，每個處理選擇3 個代表性土樣作為重復，每個重復再各稱取6 份土樣進行培養(yǎng)，以便培養(yǎng)過程中定期進行破壞性取樣，共計54 份。每份培養(yǎng)土樣稱取40.0 g，裝入100 mL（頂部直徑64 mm，底部直徑54 mm，高40 mm）塑料盒中，先加入一定量的水，使土壤全部濕潤并驅出土中空氣，再加水至土面水層0.5～1.0 cm，形成淹水培養(yǎng)條件，用無菌封口膜封口，置于25 ℃培養(yǎng)箱中恒溫培養(yǎng)，每天稱量補水，保證培養(yǎng)期間水量恒定。培養(yǎng)時間為21 d，于培養(yǎng)后的0、3、6、9、15、21 d 分6 次取樣，測定土壤含水量、硝態(tài)氮含量、硝酸還原酶活性和亞硝酸還原酶活性。每個處理每次取3 個重復，以3 次測定結果的平均值為測定值，分別計算氮素反硝化速率和累積反硝化氮量，具體公式如下：

式中：氮素反硝化速率的單位為mg·kg-1·d-1；累積反硝化氮量的單位為mg·kg-1；t為培養(yǎng)時間，d；（NO-3-N）t0為培養(yǎng)初期硝態(tài)氮含量，mg·kg-1，（NO-3-N）t為t時間硝態(tài)氮含量，mg·kg-1。

1.3.2 氨揮發(fā)培養(yǎng)實驗

氨揮發(fā)量的測定采用“靜態(tài)吸收法”，具體參照王歡等[23]的方法，同樣以3 種不同鹽堿化土壤為處理，每處理3 次重復，共計9 份。每份培養(yǎng)土樣稱取130.0 g，裝入500 mL（頂部直徑116 mm，底部直徑81 mm，高74 mm）塑料盒中，加入0.05 g尿素與土壤混勻（折合純氮量為200 kg·hm-2），加入一定量的水使土壤全部濕潤并驅出土中空氣，再加水保持土面水層0.5～1.0 cm，形成淹水培養(yǎng)條件。培養(yǎng)開始前在培養(yǎng)裝置底部放入裝有20 mL 2%的硼酸吸收液的小燒杯（內置指示劑3～5滴），用于吸收培養(yǎng)過程中揮發(fā)出的氨氣，最后用無菌封口膜封口，置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng)，同時開展不加土壤的空白實驗，培養(yǎng)時間為21 d，分別于培養(yǎng)后的3、6、9、15、21 d 取出小燒杯，更換新的硼酸吸收液，然后用0.005 mol·L-1的硫酸滴定測定氨吸收量。與此同時，分別從每個處理中取樣測定土壤脲酶活性。每個處理每次取3 個重復，以3 次測定結果的平均值為測定值，分別計算累積氨揮發(fā)量和氨揮發(fā)速率，具體公式如下：

式中：累積氨揮發(fā)量，mg·kg-1；氨揮發(fā)速率，mg·kg-1·d-1；t為培養(yǎng)時間，d；AVN3～AVN21分別為第3 天到第21 天測得的氨揮發(fā)量，mg·kg-1；CAVN 為累積氨揮發(fā)量，mg·kg-1。

1.3.3 測定指標及方法

土壤pH 和電導率（EC）采用酸度計和電導率儀直接測定，土水比為1∶2.5；土壤鹽分離子K+、Na+、Ca2+、Mg2+、Cl-、和，含鹽量（SSC，%）、陽離子交換量（CEC）、交換性鈉離子（Naex+）、堿解氮（AN）、速效磷（AP）、速效鉀（AK）、有機質（SOM）、全氮（TN）和含水量等常規(guī)指標均采用土壤農化分析手冊的方法測定[24]。土壤堿化度（ESP，%）按[Naex+] /CEC×100 計算；土壤中硝態(tài)氮含量測定，分別稱取土樣12.00 g，加入1 mol·L-1KCl 溶液100 mL 進行浸提，過濾后采用連續(xù)流動注射分析儀（Seal AA3，德國）測定；土壤無機氮總量通過前期相同土樣培養(yǎng)21 d的礦化和硝化實驗獲得，具體參考文獻[21] 。土壤硝酸還原酶活性測定基于α-萘胺比色法，采用試劑盒（蘇州科銘生物技術有限公司生產）測定，具體測定步驟參照試劑盒說明書進行。土壤亞硝酸還原酶測定是以NaNO2為底物，經過24 h 嫌氣培養(yǎng)后，通過單位時間內的減少量來表征[25]。脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法測定。

1.4 統(tǒng)計分析

實驗數(shù)據(jù)采用Excel 軟件整理，統(tǒng)計分析采用SPSS22.0 軟件進行。利用Pearson 相關分析法表征累積反硝化氮量、累積氨揮發(fā)量與土壤指標間的相互關系，由于參與培養(yǎng)實驗的土樣數(shù)量有限，其相關分析結果很難解釋不同鹽堿或養(yǎng)分指標對鹽堿土反硝化作用和氨揮發(fā)作用的影響大小。因此，進一步引入逐步回歸分析方法，為有效避免部分指標間可能產生共線性，將所有土壤指標劃分為鹽堿化參數(shù)、鹽分離子和養(yǎng)分指標三類，每一類分別與累積反硝化氮量、累積氨揮發(fā)量進行逐步回歸分析。

2 結果與分析

2.1 土壤含量、反硝化速率和累積反硝化氮量的變化

整個培養(yǎng)過程中，輕度鹽堿土的反硝化速率始終顯著高于中度和重度鹽堿土（圖1b）。培養(yǎng)3～6 d 時，中度與重度鹽堿土的反硝化速率沒有顯著差異，而輕度鹽堿土的反硝化速率顯著高于前二者（P＜0.05）。隨著培養(yǎng)時間的增加，3 種不同鹽堿土的氮素反硝化速率均呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢，第15 d 達到峰值，輕度、中度和重度鹽堿土氮素反硝化速率分別較培養(yǎng)3 d 時增加了0.2、1.3 倍和1.1 倍。中度和重度鹽堿土反硝化速率分別較輕度鹽堿土低18.9%和37.8%，差異顯著（P＜0.05）。

隨著培養(yǎng)時間的增加，不同鹽堿土累積反硝化氮量不斷升高（圖1c）。培養(yǎng)3～6 d 時，中度與重度鹽堿土的累積反硝化氮量沒有顯著差異，二者均顯著低于輕度鹽堿土（P＜0.05）。培養(yǎng)至第21 天時，輕度、中度和重度鹽堿土中累積反硝化氮量分別較培養(yǎng)3 d時增加了6.0、13.2 倍和13.0 倍。中度和重度鹽堿土累積反硝化氮量分別較輕度鹽堿土低13.7%和29.4%，差異顯著（P＜0.05），即隨著土壤鹽堿化程度增加，累積反硝化氮量呈降低趨勢。

2.2 土壤氨揮發(fā)速率和累積氨揮發(fā)量變化

由圖2 可見，培養(yǎng)初始時（第3 天），3 種不同鹽堿土的氨揮發(fā)速率最大，輕度、中度和重度鹽堿土氨揮發(fā)速率分別達1.75、2.29 mg·kg-1·d-1和2.89 mg·kg-1·d-1，中度和重度鹽堿土氨揮發(fā)速率分別較輕度鹽堿土高30.8%和64.8%，差異顯著（P＜0.05）。隨著培養(yǎng)時間的增加，氨揮發(fā)速率逐漸降低，培養(yǎng)至第21 天時，輕度、中度和重度鹽堿土氨揮發(fā)速率分別較培養(yǎng)3 d時降低了63.6%，62.0%和64.8%，仍保持中度和重度鹽堿土氨揮發(fā)速率顯著高于輕度鹽堿土的變化趨勢。

圖2 不同鹽堿土氨揮發(fā)速率和累積氨揮發(fā)量Figure 2 Ammonia volatilization rate and cumulative ammonia volatilization in different saline-sodic soils

不同鹽堿土累積氨揮發(fā)量隨著培養(yǎng)時間的增加均呈逐漸增加的趨勢（圖2b）。整個培養(yǎng)過程中（3～21 d），中度和重度鹽堿土累積氨揮發(fā)量均顯著高于輕度鹽堿土（P＜0.05）。培養(yǎng)第21 天時，輕度、中度和重度鹽堿土中累積氨揮發(fā)量分別較培養(yǎng)3 d 時增加了1.5、1.7 倍和1.5 倍。中度和重度鹽堿土累積氨揮發(fā)量分別較輕度鹽堿土高36.6%和59.4%，差異顯著（P＜0.05）。

2.3 土壤反硝化和氨揮發(fā)過程相關酶活性變化

在眾多土壤酶中，硝酸還原酶和亞硝酸還原酶與土壤氮素的反硝化作用關系密切。隨著培養(yǎng)時間的增加，不同鹽堿土硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性均呈現(xiàn)出先增加后降低的趨勢（圖3）。培養(yǎng)初始時，輕度鹽堿土的硝酸還原酶活性顯著高于中度和重度鹽堿土（P＜0.05），而中度與重度鹽堿土硝酸還原酶活性沒有顯著差異。隨著培養(yǎng)時間的增加，不同鹽堿土的硝酸還原酶活性逐漸增強，培養(yǎng)至第9 天時，輕度、中度和重度鹽堿土硝酸還原酶活性分別較培養(yǎng)初始時增加了1.5、2.4 倍和2.9 倍。中度和重度鹽堿土硝酸還原酶活性分別較輕度鹽堿土低8.0%和15.6%。繼續(xù)培養(yǎng)，則3 種不同鹽堿土的硝酸還原酶活性均逐漸下降，輕度與中度鹽堿土間差異不顯著，輕度與重度鹽堿土間差異顯著（圖3a）。

圖3 不同鹽堿土硝酸還原酶、亞硝酸還原酶和脲酶活性Figure 3 Nitrate reductase，nitrite reductase and urease activities in different saline-sodic soils

與硝酸還原酶活性變化相似，3 種不同鹽堿土的亞硝酸還原酶活性隨著培養(yǎng)時間的增加也呈先升高后降低的趨勢，但變化幅度較?。▓D3b）。培養(yǎng)初始時，輕度、中度與重度鹽堿土的亞硝酸還原酶活性也具有顯著差異（P＜0.05）。隨著培養(yǎng)時間的增加，不同鹽堿土的亞硝酸還原酶活性逐漸增加，在培養(yǎng)至第9天時，輕度、中度和重度鹽堿土亞硝酸還原酶活性分別較培養(yǎng)初始時增加了17.0%、17.7%和19.4%。中度和重度鹽堿土的亞硝酸還原酶活性分別較輕度鹽堿土低5.3%和9.8%。繼續(xù)培養(yǎng)，則3 種不同鹽堿化土壤的亞硝酸還原酶活性均逐漸下降，但仍保持中度和重度鹽堿土亞硝酸還原酶活性顯著低于輕度鹽堿土的變化趨勢，二者間的差異則越來越小且不顯著。

隨著培養(yǎng)時間的增加，不同鹽堿土的脲酶活性均呈現(xiàn)出不斷降低的趨勢（圖3c）。培養(yǎng)開始時，輕度、中度與重度鹽堿土的脲酶活性分別為整個培養(yǎng)過程中的最高值，且表現(xiàn)出土壤鹽堿程度越高，脲酶活性越低，中度和重度鹽堿土的脲酶活性分別較輕度鹽堿土低10.0%和29.8%，差異顯著（P＜0.05）。隨著培養(yǎng)時間的增加，3種鹽堿土的脲酶活性逐漸降低，培養(yǎng)至第21 天時，輕度、中度和重度鹽堿土的脲酶活性分別較培養(yǎng)3 d時降低了61.1%、71.6%和75.4%，鹽堿程度越高，脲酶活性降低幅度越大，差異顯著（P＜0.05）。

2.4 氮素反硝化和氨揮發(fā)的影響因子分析

隨著土壤鹽堿化程度的增大，土壤反硝化速率、累積反硝化氮量、氨揮發(fā)速率及累積氨揮發(fā)量等幾乎與所有的鹽堿化參數(shù)、鹽分離子含量和養(yǎng)分指標一致，呈現(xiàn)規(guī)律性的增大或降低。土壤鹽堿化參數(shù)、鹽分離子和養(yǎng)分指標與累積反硝化氮量、累積氨揮發(fā)量間的逐步回歸分析結果列于表2。由表2 可知，在土壤鹽堿化參數(shù)中，EC 和ESP 是影響累積反硝化氮量的主要因素，且EC 作用大于ESP，EC 是影響累積氨揮發(fā)量的主要因素；在土壤鹽分離子中，CO2-3是影響累積反硝化氮量和累積氨揮發(fā)量的主要因素；在土壤養(yǎng)分指標中，TN 是影響累積反硝化氮量的主要因素，SOM是影響累積氨揮發(fā)量的主要因素。

表2 土壤不同指標與累積反硝化氮量和氨揮發(fā)量的逐步回歸分析Table 2 Stepwise regression analysis of different soil indexes with cumulative denitrification nitrogen and ammonia volatilization

3 討論

本研究結果顯示，隨著土壤鹽堿化程度的增加，氮素的反硝化作用顯著下降，氨揮發(fā)作用顯著增強。土壤反硝化是氮素轉化的重要過程，也是引起NO2、NO、N2O 排放和氮素損失的主要途徑之一[26]。有研究指出，土壤鹽分對反硝化速率起重要的抑制作用[27]，是影響反硝化速率的主導因素[28]。張先富等[22]通過模擬實驗研究發(fā)現(xiàn)，不同鹽堿化條件對質量分數(shù)影響不顯著，NaHCO3和Na2CO3混合質量濃度變化對反硝化作用沒有顯著影響。然而，本研究結果表明，隨著模擬培養(yǎng)土壤鹽堿化程度的增加，相同時刻土壤含量、反硝化速率、累積反硝化量均有逐漸降低的趨勢。培養(yǎng)21 d時，中度和重度鹽堿土含量較輕度鹽堿土分別降低4.4%和9.9%，反硝化率較輕度鹽堿土分別降低18.9%和37.8%，累積反硝化氮量較輕度鹽堿土分別降低13.7%和29.4%，充分說明土壤鹽堿化程度對氮素反硝化過程具有抑制作用，且鹽堿化程度越大，抑制程度越大。土壤鹽堿化對氮素反硝化產生抑制的原因可能在于以下兩方面，一是鹽堿化首先抑制了氮素的硝化作用[21]，造成中度、重度鹽堿土硝態(tài)氮含量顯著低于輕度鹽堿土，發(fā)生反硝化作用的土壤硝酸鹽基質客觀上明顯較少，進而降低了反硝化速率；二是鹽堿化抑制了相關土壤酶活性，造成與反硝化作用相關的硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性受到抑制（圖3a），降低了其參與反硝化作用的數(shù)量。也有研究認為土壤鹽離子（如Na+）可以對土壤酶產生毒害作用，鹽離子濃度過高會超出酶對鹽度的耐受性，造成土壤酶的失活[29]。

氨揮發(fā)是農田氮肥損失的重要途徑之一，尤其是受鹽堿影響的我國北方稻田氨揮發(fā)往往成為氮素損失的主要途徑[30-31]。無論在鹽化土壤還是堿化土壤中，隨著鹽堿化程度的增加，氨揮發(fā)量都表現(xiàn)出顯著增加的趨勢[11]。通常，由于受鹽堿影響土壤中會存在著較高的鹽分濃度，減弱土壤對的吸附能力，促進向NH3的轉化，顯著增大氨揮發(fā)速率[8]；同時鹽堿土中過量的鹽分和高pH 又會抑制硝化作用的進行[21]，造成的暫時性累積，也會增加氨揮發(fā)的發(fā)生[32]。本研究結果再次表明，隨著土壤鹽堿化程度的增加，氨揮發(fā)速率和累積氨揮發(fā)量均不斷增加。本研究數(shù)據(jù)僅僅是實驗室模擬結果，如果考慮到田間風力作用、氣溫變化以及施氮量的增加，鹽堿化程度大的土壤氨揮發(fā)量可能更會成倍增加[31，33]，因此未來鹽堿化稻田的氨揮發(fā)問題應引起相關部門的高度重視。

土壤反硝化和氨揮發(fā)作為氮素氣態(tài)損失的主要途徑，除受到土壤自身化學性質的影響，還與土壤中微生物活性密切相關，特別是一些相關土壤酶的活性已成為土壤氮素周轉和有效性的重要指示因子，如硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性大小直接反映了土壤反硝化能力的強弱[34]，脲酶活性大小則直接影響土壤氨揮發(fā)的強度[35]。我們的研究表明，隨著土壤鹽堿化程度的增加，上述3 種土壤酶的活性均呈下降趨勢，所不同的是硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性隨培養(yǎng)時間增加呈先升高后降低變化，而脲酶活性則呈直線下降變化（圖3）。硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性變化與反硝化速率和累積反硝化氮量呈現(xiàn)了相同趨勢，可能是由于培養(yǎng)初期土壤中硝態(tài)氮含量變化對土壤酶活性產生了誘導效應，而隨著土壤鹽堿化程度增大最終2 種酶活性不斷降低[32]，導致反硝化作用不同于氨揮發(fā)隨鹽堿化程度增加而增大，關于這種變化的主因究竟是化學作用還是生物作用至今還存在著一定爭議[14-15]，具體機制也有待進一步研究。脲酶活性的這種變化可能是由于添加外源氮素增加了底物尿素濃度，使脲酶活性在培養(yǎng)初始時快速升高，尿素中酰胺不斷水解為，氨揮發(fā)作用迅速增強，隨著時間延長底物濃度下降，脲酶活性也逐漸降低[23]。近年來，脲酶抑制劑和硝化抑制劑被廣泛用于提高農田氮肥利用效率，減少氮損失[30]。本研究結果表明，鹽堿化土壤對相關酶活性也具有部分的抑制作用，因此，脲酶抑制劑和硝化抑制劑在鹽堿化農田上的使用應該更加慎重。

蘇打鹽堿化稻田作為近年來我國新增的特殊農田生態(tài)系統(tǒng)，其在發(fā)揮保障國家糧食安全作用的同時，可能引發(fā)的環(huán)境效應也不容小覷，我們前期研究結果也證實了土壤鹽堿化可增加氮素氨揮發(fā)損失，這也是鹽堿化地區(qū)農田氮肥利用效率偏低的一個重要原因[36]。鹽堿化土壤反硝化和氨揮發(fā)可能受到多種因素影響，如土壤溫度、水分、質地以及氣候條件等[37]，土壤的鹽堿狀況自然也是其中非常重要的因素，如有研究指出土壤反硝化速率與電導率呈顯著負相關[27]，與土壤全氮含量呈顯著正相關[38]，氨揮發(fā)與電導率呈顯著正相關[39]，與土壤有機質含量呈負相關[40]，等等。隨著土壤中EC 或ESP 的增加，潛在反硝化率降低[41]，氨揮發(fā)損失增加[31]。本研究利用逐步回歸分析發(fā)現(xiàn)，EC、ESP、和TN 是影響反硝化過程的主要因素，累積反硝化氮量與EC、ESP 、呈顯著負相關，與TN 呈顯著正相關；EC、和SOM 是影響氨揮發(fā)過程的主要因素，累積氨揮發(fā)量與EC呈顯著正相關，與SOM 呈顯著負相關。究其原因，反硝化氮量與TN 呈顯著正相關可能是因為土壤TN 含量較高時，自然增加了反硝化反應底物濃度（即硝態(tài)氮濃度），使氮素轉化反應更有利于向反硝化方向進行；而氨揮發(fā)與SOM 呈顯著負相關則是因為土壤中有機物的增加，可增大土壤養(yǎng)分庫容，使整個土壤體系具有更大的緩沖性能，進而減緩氨揮發(fā)反應的發(fā)生。蘇打鹽堿土的高EC和ESP主要是因為土壤中含有較多的Na+和，土壤的EC、ESP 等指標與Na+和具有顯著正相關關系[43]，因此較高的Na+和含量是影響蘇打鹽堿土反硝化和氨揮發(fā)速率，造成氮素氨揮發(fā)損失增加的根本原因。

本研究基于室內模擬培養(yǎng)實驗初步揭示了土壤鹽堿化程度對氮素反硝化和氨揮發(fā)損失的影響，由于模擬實驗將土壤氮素各轉化過程分開進行研究，雖是一種相對理想狀態(tài)，但將反硝化或氨揮發(fā)過程與整個氮素轉化分離在事實上是不存在的，土壤氮素轉化往往是多個過程同時進行的，如礦化與硝化、硝化與反硝化等，模擬實驗的結果也與大田狀態(tài)下具有一定的差異。因此，今后在鹽堿化土壤的氮素轉化研究上應對各個轉化過程同時進行監(jiān)測，加強對各個過程間耦合關系的探索，同時要更多關注田間原位監(jiān)測研究，重視大田試驗對生產實踐的指導作用，將科學研究與生產實踐密切結合起來。

4 結論

隨著土壤鹽堿化程度的增加，氮素反硝化速率和累積反硝化氮量不斷降低，氨揮發(fā)速率和累積氨揮發(fā)量不斷增加，硝酸還原酶、亞硝酸還原酶和脲酶活性也呈降低趨勢。土壤鹽堿化雖然抑制了反硝化作用，但增強了氨揮發(fā)作用，綜合造成氮素損失的增加。究其原因，主要是蘇打鹽堿土含有較高的Na+和CO2-3，造成土壤較高EC 和ESP，較低的TN 和SOM 含量，成為影響土壤反硝化和氨揮發(fā)的主要因素。本模擬培養(yǎng)實驗在一定程度上明確了土壤鹽堿化對氮素反硝化和氨揮發(fā)的影響規(guī)律，但可能與田間實際狀況具有一些差異，今后要通過開展田間原位監(jiān)測研究進一步加以驗證。