蘇打鹽堿化稻田土壤氮素礦化和硝化特征及其影響因子

楊 易，黃立華，肖 揚，黃金鑫，劉伯順，楊靖民

（1 吉林農業大學資源與環境學院，吉林長春 130118；2 中國科學院東北地理與農業生態研究所，吉林長春 130102；3 吉林大安農田生態系統國家野外科學觀測研究站，吉林大安 131317）

土壤鹽堿化是目前全球面臨的重要環境問題，我國是世界上鹽堿土分布較多的國家之一。據統計，我國有各類鹽堿土9913萬hm2，約占全國土地面積的1/10[1]，其中1333萬hm2左右的鹽堿土具有潛在的農業利用價值，是重要的后備耕地資源[2-3]。土壤鹽堿化不僅對植物生長造成離子毒害和滲透脅迫[4-5]，也很大程度上影響了土壤中各種養分的轉化，制約了植物對養分的吸收與利用[6-7]，限制了產量的增加，造成土地生產力下降、荒漠化加劇，進而威脅人類糧食和生態安全。

鹽堿地在農業利用過程中土壤改良非常重要，但土壤鹽堿危害在短期內很難通過改良完全消除。針對這種特殊土壤環境，科學認識各種土壤養分的轉化規律對于資源的高效利用至關重要。氮素作為生命活動的重要基礎物質，是大多陸地生態系統初級生產力的主要限制因子[8]。土壤中的氮素包括有機氮和無機氮兩大類，前者占了95%以上，部分可溶性有機氮可被植物直接吸收，但在大多數情況下，有機氮只有被轉化為無機氮后才能被植物有效利用[9]。銨態氮 ( NH4+-N) 和硝態氮 ( NO3--N) 是植物可以直接吸收利用的兩種主要無機氮素形態，主要依賴于土壤微生物催化的礦化和硝化過程產生[10-11]。大量研究表明，植物利用氮素能力常受到環境因子影響，如土壤pH[12]、鹽分[13]、土壤微生物[14-15]等。有研究指出，氮素礦化勢和硝化勢隨NaCl鹽濃度的升高呈指數遞減，低鹽能刺激氮素礦化和硝化[16]，高鹽分不利于氮素轉化[13]。也有研究表明，在堿性土壤中，堿度會使氮素礦化作用受到抑制，隨著pH的增加，氮素凈礦化量降低[17]，氮素硝化率與pH、堿化度均呈顯著負相關[18]。土壤的這些生物化學過程離不開微生物的參與，土壤酶作為氮素轉化的主要調節者，對氮素轉化過程具有重要影響[19-20]，土壤中的含氮有機物主要有蛋白質、多肽、氨基酸、氨基糖、尿素、核酸中的嘌呤、嘧啶堿基等，蛋白酶能水解各類蛋白質及肽類化合物為氨基酸[21]，脲酶可催化尿素水解為氨和碳酸[22]，二者在有機氮的礦化和硝化過程中起著十分關鍵的作用。

與濱?；騼汝懙貐^以NaCl和Na2SO4鹽分為主的鹽堿土有所不同，吉林省西部蘇打鹽堿區土壤鹽分組成以Na2CO3和NaHCO3為主，除具有和中性鹽共有的滲透脅迫、離子毒害等脅迫作用外，還具有pH高、堿性強及明顯降低礦質元素的可利用性等特點[23-24]。目前，國內外有關鹽分對氮素轉化的影響研究多采用的是中性NaCl鹽，涉及的影響因素主要為鹽濃度或電導率，有關蘇打鹽堿土對氮素利用影響的研究較少，特別是碳酸鹽引發的不同鹽分濃度、pH和堿化度等對氮素利用的綜合定量作用機制有待深入研究。

為此，本研究以不同程度蘇打鹽堿化稻田土壤為研究對象，通過室內培養試驗研究了不同鹽堿化土壤氮素的礦化、硝化作用特征及其相關酶活性，采用相關性分析法研究了各指標與氮素礦化和硝化過程間的相互關系，并采用逐步回歸分析法進一步篩選了影響氮素礦化和硝化過程的主要因子，以期為提高鹽堿化土壤的供氮能力，合理地利用蘇打鹽堿土資源和科學調配氮肥施用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 采樣地點概況

土壤采樣地點位于吉林大安農田生態系統國家野外科學觀測研究站 (N45°35′58″～45°36′ 28″，E123°50′27″～123°51′31″，吉林省大安市)，該站屬于松嫩平原西部蘇打鹽堿土的典型分布區，土壤類型為蘇打型草甸鹽堿化土壤。該站從2003年至2011年陸續開墾部分退化鹽堿地進行以稻治堿試驗研究，試驗田設置具有統一規格，面積均為1000 m2(40 m×25 m)。由于開墾稻田前鹽堿化土壤的空間異質性較大，很難在種稻的短期內使耕層土壤的鹽堿化程度達到一致或接近，因此不同田塊間采用單灌單排，保持不同田塊耕層的土壤差異，以能達到適宜水稻生長即可，統一耕種管理。試驗田所處氣候屬于溫帶大陸性季風氣候，年日照時數≥3000 h，無霜期≥130天，生產季年均降雨量約350～400 mm，蒸發量在1600～1800 mm，蒸降比在4.0以上，年平均氣溫4.3℃左右，≥10℃的有效積溫約2900℃，適合北方單季稻的種植。

1.2 土壤樣品采集

本研究的土壤樣品分別隨機采自30塊種稻10年以上的鹽堿地稻田，采樣工作于2021年4月中旬耕作泡田前進行。采樣前一周內無有效降雨，耕層60 cm以上已完全解凍，表層無泥濘現象。采樣時，在每塊鹽堿地稻田隨機采集5點，采集深度為0—20 cm，采樣量為800～1000 g鮮土，將5點取得的土樣等量混合均勻后按四分法分為兩份，其中一份帶回實驗室后放入4℃的冰箱內保存，用于培養實驗和土壤酶活性測定；另一份自然風干，過0.84 mm和0.25 mm篩后，用于測定土壤理化性質。

1.3 土壤鹽堿化程度的劃分

根據《吉林土壤》對蘇打鹽堿土的鹽堿化程度進行劃分，其中含鹽量0.1%～0.3%或堿化度5%～15%為輕度鹽堿土；含鹽量0.3%～0.5%或堿化度15%～30%為中度鹽堿土；含鹽量0.5%～0.7%或堿化度30%～45%為重度鹽堿土[25]。通過對隨機采集的30個土壤樣品的鹽堿含量的測定和比較，分別獲得輕度鹽堿化土樣12個、中度鹽堿化土樣15個和重度鹽堿化土樣3個，基本滿足氮素培養試驗最小重復樣品數量的要求，且3個重度鹽堿化土樣的鹽堿化程度差異較小，于是在每個類別中分別選取3個鹽堿化程度接近且具有代表性的土樣進行氮素礦化和硝化培養試驗，減小3類土樣數量不同對氮素培養試驗結果造成的影響，也有效避免不同類別中土樣的鹽堿程度差異太大容易導致的氮素轉化結果的迵異，3種不同鹽堿化土壤的基本理化性質分別列于表1。

表1 供試鹽堿土壤理化性質Table 1 The basic physical and chemical properties of the tested saline-sodic soils

1.4 氮素礦化和硝化培養試驗

氮素礦化和硝化培養試驗參考張慧敏[26]的方法，并在此基礎上進行必要的改進。具體培養方案如下：將輕度、中度和重度鹽堿土樣 (共9個)各稱取6份，每份40 g，裝入100 mL塑料盒 (底部直徑54 mm、頂部直徑64 mm、高40 mm)中，先加入少量水使土壤全部濕潤并驅出土中空氣，再加水至土壤表面有0.5～1.0 cm的水層，形成淹水培養條件，用無菌封口膜封口，膜上留10個小孔，置于25℃培養箱中恒溫培養，24 h光照，每天稱重補加水分，保證培養期間土壤含水量恒定，培養總時間為21天。于培養后的0、3、6、9、15、21天取樣，每個土壤每次取一盒，測定土壤銨態氮、硝態氮含量和脲酶、堿性蛋白酶活性。以3個鹽堿度相同的土壤測定結果的平均值，計算氮素凈礦化速率、累積礦化氮量、氮素凈硝化速率和累積硝化氮量，具體公式如下：

式 (1)～ (4)中：t為培養時間；為t時間銨態氮和硝態氮含量之和；為培養初期銨態氮和硝態氮含量之和；為t時間硝態氮含量；為培養初期硝態氮含量。

1.5 測定指標與方法

土壤pH和電導率分別采用酸度計和電導率儀測定，土水比均為1∶2.5；含水量、陽離子交換量(CEC)、交換性鈉離子 (Naex+)、含鹽量、K+、Na+、Ca2+、Mg2+、Cl-、SO42-、CO32-、HCO3-、堿解氮、速效磷、速效鉀、全氮、有機質等指標的測定方法參照土壤農化分析手冊[27]進行。堿化度 (%)按Naex+/CEC×100計算；土壤中銨態氮、硝態氮含量測定：分別稱取土樣12.00 g，加入1 mol/L KCl溶液100 mL進行浸提，過濾后采用連續流動注射分析儀(Seal AA3，德國)測定；脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法測定[20]；堿性蛋白酶活性測定基于福林酚比色法，采用試劑盒 (蘇州科銘生物技術公司)完成。

1.6 數據分析

數據用Microsoft Excel軟件整理，采用SPSS 22.0 (IBM Corp.)軟件進行統計分析。采用相關性分析法研究土壤各指標與氮素礦化、硝化過程間的相關關系，采用逐步回歸分析法進一步篩選影響氮素礦化和硝化過程的主要因素。

2 結果與分析

2.1 土壤 NH4+-N與NO3--N含量變化

隨著培養時間的增加，不同鹽堿化土壤NH4+-N與NO3--N含量均呈增加的趨勢 (圖1)。培養開始時，輕度與中度鹽堿土的NH4+-N含量沒有顯著差異，而重度鹽堿土的NH4+-N含量顯著低于前二者(P＜0.05)。隨著培養時間的增加，中度和重度鹽堿土中NH4+-N含量顯著低于輕度鹽堿土 (P＜0.05)。3種土壤中NH4+-N含量均在培養15天時達到最大值，輕度、中度和重度鹽堿土中NH4+-N含量分別較培養初始時增加了1.7、1.5和1.4倍。此時土壤中NH4+-N含量，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低9.3%和22.7%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低14.7%，三者間均具有顯著差異 (P＜0.05)。繼續增加培養天數，則3種不同鹽堿化土壤的NH4+-N含量均逐漸下降，但仍保持中度和重度鹽堿土NH4+-N含量顯著低于輕度鹽堿土的趨勢。

圖1 不同鹽堿化土壤銨態氮和硝態氮含量隨培養時間的變化Fig.1 Changes of NH4+-N and NO3－-N contents in different saline-sodic soils with incubation time

不同鹽堿化土壤NO3--N含量隨著培養時間的增加持續升高，與NH4+-N含量變化相似，培養初期輕度與中度鹽堿土的NO3--N含量沒有顯著差異，二者均顯著高于重度鹽堿土 (P＜0.05)。培養0～9天，3種不同鹽堿土的NO3--N含量均在增加，但增加速度緩慢，培養第21天時，NO3--N含量則表現出明顯升高，輕度、中度和重度鹽堿土中NO3--N含量分別較培養初始時增加了57.4%、49.6%和47.1%。此時土壤中NO3--N含量，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低7.0%和12.4%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低5.8%，三者間也具有顯著差異 (P＜0.05)。與土壤NH4+-N含量變化相比，土壤NO3--N含量變化具有明顯滯后性。

2.2 土壤氮素凈礦化速率與累積礦化氮量

隨著培養時間的增加，不同鹽堿化土壤氮素凈礦化速率與累積礦化氮量均呈增加的趨勢 (圖2)。培養3天時，中度與重度鹽堿土的凈礦化速率沒有顯著差異，而輕度鹽堿土的凈礦化速率顯著高于前二者 (P＜0.05)。培養3～9天，3種不同鹽堿土的氮素凈礦化速率均在增加，在培養9天時達到最大值，輕度、中度和重度鹽堿土氮素凈礦化速率分別較培養3天時增加了36.2%、46.9%和27.4%。此時土壤氮素凈礦化速率，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低12.7%和29.8%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低19.6%，三者間均具有顯著差異 (P＜0.05)。繼續培養，則3種不同鹽堿化土壤的氮素凈礦化速率均逐漸下降，但仍保持中度和重度鹽堿土氮素凈礦化速率顯著低于輕度鹽堿土的趨勢。

圖2 不同鹽堿化土壤氮素凈礦化速率和累積礦化氮量隨培養時間的變化Fig.2 Changes of net mineralization rate and cumulative mineralization of nitrogen in different saline-sodic soils with incubation time

不同鹽堿化土壤累積礦化氮量均隨著培養時間的增加不斷升高，與氮素凈礦化速率變化趨勢相似。培養3天時，中度與重度鹽堿土的累積礦化氮量也沒有顯著差異，二者均顯著低于輕度鹽堿土(P＜0.05)。隨著培養時間的增加，3種不同鹽堿土的累積礦化氮量均在不斷增加，到培養第21天時，輕度、中度和重度鹽堿土中累積礦化氮量分別較培養3天時增加了7.6、7.9和7.5倍。此時土壤累積礦化氮量，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低15.7%和25.2%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低11.3%，三者間也具有顯著差異 (P＜0.05)。

2.3 土壤氮素凈硝化速率與累積硝化氮量

隨著培養時間的延長，3種不同鹽堿化土壤氮素凈硝化速率與累積硝化氮量均呈增加的趨勢 (圖3)。培養3天時，中度與重度鹽堿土的氮素凈硝化速率沒有顯著差異，而輕度鹽堿土的氮素凈硝化速率顯著高于前二者 (P＜0.05)。培養3～6天時，3種不同鹽堿土的氮素凈硝化速率均在增加，但增加速度緩慢。從培養的第9天開始，隨著培養時間的增加，氮素凈硝化速率表現出明顯升高，到培養的第21天時，輕度、中度和重度鹽堿土氮素凈硝化速率分別較培養3天時增加了1.2、1.7和2.1倍。此時土壤氮素凈硝化速率，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低15.4%和23.1%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低9.1%，三者間具有顯著差異 (P＜0.05)。

圖3 不同鹽堿化土壤氮素凈硝化速率和累積硝化氮量隨培養時間的變化Fig.3 Changes of net nitrification rate and cumulative nitrification of nitrogen in different saline-sodic soils with incubation time

不同鹽堿化土壤累積硝化氮量隨著培養時間的增加不斷增加，與氮素凈硝化速率變化相似，培養3天時，中度與重度鹽堿土的累積硝化氮量也沒有顯著差異，二者均顯著低于輕度鹽堿土 (P＜0.05)。隨著培養時間的增加，3種不同鹽堿土的累積硝化氮量均不斷增加，到培養第21天時，輕度、中度和重度鹽堿土中累積硝化氮量分別是培養3天時的14.7、18.2和20.4倍。此時土壤累積硝化氮量，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低15.4%和23.1%，三者間也具有顯著差異 (P＜0.05)。

2.4 土壤氮素轉化相關酶活性

隨著培養時間的增加，不同鹽堿化土壤脲酶與堿性蛋白酶活性均呈先增加后降低的趨勢 (圖4)。培養0～15天，隨著培養時間的增加，不同鹽堿化土壤的脲酶活性均逐漸增加，在培養15天時達到最大值，輕度、中度和重度鹽堿土脲酶活性分別較培養初始時增加了73.1%、78.8%和69.4%。此時，中度和重度鹽堿土脲酶活性分別較輕度鹽堿土低16.0%和34.8%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低22.4%，三者間具有顯著差異 (P＜0.05)。繼續培養，則3種不同鹽堿化土壤的脲酶活性均逐漸下降，但仍保持中度和重度鹽堿土脲酶活性顯著低于輕度鹽堿土的趨勢。

圖4 不同鹽堿化土壤脲酶和堿性蛋白酶活性隨陪養時間的變化Fig.4 Changes of urease and alkaline protease activities in different saline-sodic soils with incubation time

不同鹽堿化土壤堿性蛋白酶活性隨著培養時間的增加先升高后降低，與脲酶活性變化相似。培養開始時，中度與重度鹽堿土的堿性蛋白酶活性沒有顯著差異，輕度鹽堿土的堿性蛋白酶活性顯著高于前二者 (P＜0.05)，培養0～3天，隨著培養時間增加，不同鹽堿化土壤堿性蛋白酶活性均逐漸增加，但增加速度緩慢，從培養第6 天開始，堿性蛋白酶活性出現明顯增加，3種土壤堿性蛋白酶活性均在培養15天時達到最大值，輕度、中度和重度鹽堿土堿性蛋白酶活性分別較培養初始時增加了74.7%、71.0%和58.7%。此時土壤中堿性蛋白酶活性，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低6.0%和15.6%，重度鹽堿土較中度鹽堿土低10.3%。繼續培養，3種不同鹽堿化土壤堿性蛋白酶活性均逐漸下降，到培養第21天時，輕度與中度鹽堿土的堿性蛋白酶活性沒有顯著差異，二者均顯著高于重度鹽堿土 (P＜0.05)。

2.5 氮素礦化和硝化過程的影響因素分析

相關分析結果 (表2)表明，土壤累積礦化氮量與累積硝化氮量呈顯著正相關 (P＜0.05)，二者與土壤pH、土壤電導率、堿化度、含鹽量等鹽堿化參數呈顯著負相關 (P＜0.05)，與土壤鹽分離子中的K+、Na+、Ca2+、Mg2+、SO42-、CO32-、HCO3-呈顯著負相關(P＜0.05)，與 Cl-呈顯著正相關 (P＜0.05)，與堿解氮、速效磷、速效鉀、全氮、有機質等養分指標呈顯著正相關 (P＜0.05)。

表2 土壤鹽堿化參數、鹽分離子、養分指標與累積礦化和硝化氮量的相關分析Table 2 Correlation analysis of soil salinization parameters, salt ions and nutrient indexes with cumulative mineralization and nitrification of nitrogen

將所有指標劃分為土壤鹽堿化參數、鹽分離子、養分指標三類，每一類分別與累積礦化氮量、累積硝化氮量進行逐步回歸分析，將所有差異達到顯著水平的指標列于表3中。由表3可知，在土壤鹽堿化參數中，土壤電導率和pH是影響累積礦化氮量和累積硝化氮量的主要因素，且土壤電導率作用大于pH；在土壤鹽分離子中，CO32-和 Na+是影響累積礦化氮量和累積硝化氮量的主要因素，CO32-作用大于Na+；在土壤養分指標中，土壤全氮和有機質是影響累積礦化氮量的主要因素，土壤全氮作用大于有機質，而土壤有機質是影響累積硝化氮量的主要因素。

表3 土壤鹽堿化參數、鹽分離子和養分指標中與累積礦化和硝化氮量相關顯著的因子Table 3 The factors that significantly related to the amount of cumulative mineralization and nitrification nitrogen in soil salinization parameters, salt ions and nutrient indexes

3 討論

土壤氮素礦化過程是土壤有機氮在土壤微生物的作用下將有機氮轉化為可被植物直接吸收利用的無機氮的過程[28]。有研究指出，隨著NaHCO3質量濃度的增加，氮素礦化作用受到抑制[29]。本研究發現，在整個培養期間，隨著鹽堿化程度的增加，相同時間土壤氮素凈礦化速率、累積礦化氮量均有逐漸減小的趨勢，中度和重度鹽堿土的氮素最大凈礦化速率分別較輕度鹽堿土低12.7%和29.8%，累積礦化氮量分別較輕度鹽堿土低15.7%和25.2%，說明土壤鹽堿化程度越大，對氮素礦化作用的抑制程度越大。上述結果也表明，土壤鹽堿化不僅降低了氮素凈礦化速率和累積礦化氮量的大小，而且可能延長礦化過程，從輕度、中度和重度鹽堿土的氮素最大凈礦化速率和第21天累積礦化氮量之間的比較結果也證實了這一點。

土壤氮素硝化作用是土壤中的銨態氮在亞硝化和硝化細菌作用下轉化成為硝酸鹽的過程[30]。有研究指出，土壤鹽分與氮素硝化作用呈負相關，隨著土壤鹽分的增加，硝化作用受到抑制[31]，抑制程度可達8%～83%[32]。也有研究認為，pH是影響氮素硝化率的主要因素[33]，土壤pH過低和過高都會抑制硝化微生物的生長，pH為5.6時，硝化率很低，pH范圍在5.6～9.0時，硝化率隨pH的增加而增加，但當pH超過9.0時，隨著pH的升高，硝化微生物開始受到抑制，從而導致硝化速率下降[34-36]。本研究的3種土壤pH分別為8.20、8.88和9.22 (表1)，培養第21天時的氮素凈硝化速率和累積硝化氮量，中度和重度鹽堿土分別較輕度鹽堿土低15.4%和23.1%，且隨著鹽堿化程度的增加，相同時刻氮素凈硝化速率、累積硝化氮量一直呈現遞減的趨勢，并未出現pH 5.6～9.0時，硝化率隨pH的增加而增加。產生這種現象可能的原因有兩方面：一方面可能是由于蘇打鹽堿土既含有較高的鹽分含量又具有較高的pH，兩種脅迫疊加，導致對氮素硝化作用的抑制增大；另一方面可能是由于土壤pH過高，且在淹水條件下，限制了土壤微生物尤其是好氧硝化細菌的活性，從而抑制了硝化作用。

近年來，關于鹽堿地土壤酶活性的研究，逐漸引起學者們的重視。有研究表明，在鹽堿化土壤中脲酶活性較低[37]，隨著土壤鹽堿化程度的增加，脲酶活性受到抑制[38]，與土壤pH呈顯著負相關[39]。也有研究表明，隨著土壤pH的升高，蛋白酶活性顯著降低，與土壤堿化度呈顯著負相關[40]。周德平等[41]和顏路明等[42]通過研究發現，鹽堿脅迫明顯抑制了土壤脲酶和蛋白酶活性，抑制程度與外加鹽量呈正比。本研究結果顯示，在未外加鹽分的前提下，土壤脲酶和堿性蛋白酶活性均隨著土壤鹽堿化程度的增加不斷降低，中度和重度鹽堿土最大脲酶活性分別較輕度鹽堿土低16.0%和34.8%，最大堿性蛋白酶活性分別較輕度鹽堿土低6.0%和15.6%。土壤鹽堿化對脲酶的抑制作用明顯大于對堿性蛋白酶的抑制作用，且鹽堿化程度越大，抑制效果越明顯。

土壤氮素轉化經常受到鹽分、水分、溫度、養分、土壤質地以及微生物等多種環境條件的影響[30]。有研究指出，氮素的礦化和硝化速率也受土壤速效磷、速效鉀、有機質和pH的影響[43]，且pH和速效鉀是影響氮素凈礦化率的主要因子[44]，有機質和pH是影響凈硝化速率的主要因子[45]，氮素的礦化和硝化速率與速效磷和有機質呈顯著正相關[46]。上述研究雖然揭示了氮素礦化和硝化過程與部分土壤理化特性的相互關系，但多局限于某一或幾個指標，缺乏對多指標的綜合比較。本研究相關分析表明，土壤鹽堿化參數、鹽分離子和養分指標間多呈顯著相關關系 (表2)，這也導致了許多指標間具有共線性，不適合一起進行多元回歸分析。因此，本研究對這些指標進行了分組，并按不同組別分別進行了逐步回歸分析，發現影響累積礦化氮量和累積硝化氮量的主要鹽堿化參數是土壤pH和電導率，主要鹽分離子是 Na+和CO32-，主要養分指標是土壤有機質和全氮。有研究指出，蘇打鹽堿土中含有較多的Na+和CO32-導致了土壤具有較高的pH和電導率，對有機質和全氮等養分積累產生顯著的抑制作用[47]。因此，歸根結底，土壤中高Na+和CO32-含量是抑制氮素轉化的主要原因。

土壤氮素礦化與硝化是緊密聯系的兩個過程，礦化為硝化提供氮源，硝化又促進礦化的進程[46]。相關分析也顯示，土壤累積礦化氮量與累積硝化氮量呈顯著正相關 (表2)。脲酶、堿性蛋白酶活性與銨態氮含量較高時，氮素凈硝化速率和累積硝化氮量開始明顯增加，促進了有機氮向NH4+-N轉化的同時，也為硝化過程的發生提供了更多底物，從而促進了硝化過程的發生。于是出現了氮素凈硝化速率和累積硝化氮量的增加滯后于氮素凈礦化速率和累積礦化氮量的增加。由于蘇打鹽堿土障礙復雜，過去對影響氮素轉化的機理研究不夠深入，導致氮肥利用效率一直很低。因此，對鹽堿化條件下氮素的轉化研究是十分必要的。蘇打鹽堿地稻田持續處于淹水的厭氧環境，也為氮素轉化研究增加了難度，本研究雖對此進行了初步的探索，但對氮素轉化研究無論從培養時間長度還是涉及的轉化環節都非常有限，部分轉化過程也缺乏量化，有待進一步深入研究。

4 結論

隨著土壤鹽堿化程度的增加，氮素凈礦化速率、凈硝化速率、累積礦化氮量、累積硝化氮量、脲酶和堿性蛋白酶活性均呈下降趨勢，土壤鹽堿化顯著抑制了氮素的礦化和硝化作用。土壤pH、電導率、CO32-、Na+、全氮和有機質是影響土壤氮素礦化作用的主要因子，土壤pH、電導率、CO32-、Na+和有機質是影響土壤氮素硝化作用的主要因子。