河套灌區土壤鹽分對化肥氮素轉化過程的影響研究①

陶健宇，楊勁松，姚榮江，王相平，劉廣明，陳 強

(1 中國科學院南京土壤研究所，南京 210008；2 中國科學院大學，北京 100049；3 杭錦后旗農牧業技術推廣中心，內蒙古陜壩 015400)

鹽漬土在我國分布十分廣泛，總面積約為3.6×107hm2，占全國可利用土地面積的4.88%[1]。內蒙古河套灌區是我國三大灌區之一，灌溉面積為5 743 km2(約為5.7×105hm2)[2]，是我國重要的糧食生產區，該灌區位于黃河流域上游，是我國受鹽漬化影響的典型區之一，全區受鹽漬化影響面積達3.9×105hm2，占土地總面積的近69%[3]。由于大水漫灌、排水不暢等原因，導致原生與次生鹽漬化并存[4]，河套灌區鹽漬化面積逐年擴大，大面積的耕地不得不棄耕成為鹽荒地，嚴重制約著該地區農業的發展[5]。

河套灌區作為我國重要糧食產區必然離不開化肥的支撐，而氮肥是農業生產中必不可少的化肥，其施用不當不僅沒有效果還會造成環境污染[6]。在氮肥與土壤氮素研究方面，氮肥施入土壤后氮素的去向問題越來越受到人們的重視[7]。近年來，許多學者在內蒙古自治區開展了相關研究，戴慶林等[8]通過調查研究發現20 世紀50 年代中期內蒙古農田土壤氮肥利用率平均為52.6%，到了90 年代中期下降到27.5%，1999 年時僅為21.6%；曾文治等[9]通過田間試驗，分析了土壤鹽分與施氮量的交互作用，結果表明隨著土壤鹽分的升高，葵花氮肥利用率降低，當鹽分大于10 g/kg 時氮肥利用率只有10%；張君等[10]的研究表明施氮量為193 ～ 291 kg/hm2時玉米氮肥利用率為21% ～ 26%。由此可知，河套地區氮肥利用效率低下，這不僅是資源的嚴重浪費，而且會造成農業面源污染。馮兆忠等[11]研究發現，在當前的灌溉與種植制度下，河套灌區每年可損失約2.6×107kg N，相當于當年施氮量的20.3%。郭嘉等[12]和于瑞宏等[13]研究表明河套灌區農業退水引入的大量氮素是烏梁素海水體富營養化的重要原因。目前，為了提高氮肥利用效率，減少農業面源污染，國內外學者提出了一系列的解決措施。郭宇等[14]通過改進施肥技術，采用穴施的方式來提高向日葵產量和氮肥利用效率，趙春曉等[15]利用添加生物質炭等改良劑有效提高氮肥利用率，劉德平等[16]通過合理配施磷肥的方式，在保證作物產量前提下，適量減少氮、磷肥料的用量，提高肥料利用率，減少農業面源污染。

前人對河套地區氮肥利用效率及其帶來的農業面源污染問題已經開展相關研究，并提出了一些解決方法，而對肥料氮素在土壤中轉化的過程研究相對較少。眾所周知，肥料氮素在土壤中的轉化過程主要有水解過程、硝化及反硝化過程，又夾雜著土壤有機氮的礦化，這導致土壤氮素轉化過程并不是單一的過程，而是一個多過程交織的綜合過程，使得土壤氮素轉化的研究工作十分復雜。張金波和宋長春[17]研究發現，最適宜微生物活動的土壤含水量介于土壤最大持水量的60% ～ 80%，溫度介于0 ～ 35 ℃，Cassman和Munns[18]研究表明：土壤水分和溫度對氮礦化的影響存在交互作用。事實上，溫度與水分對所有土壤內部發生的轉化反應都存在影響，周旋等[19]研究表明隨著土壤溫度升高，尿素水解與硝化作用增強；隨著土壤含水量降低，尿素水解與硝化作用也隨之減弱，李世清和李生秀[20]研究發現尿素水解速率在土壤質量含水量在20% ～ 30% 時基本穩定，當含水率降至15% 時水解速率較20% ～ 30% 時下降32.5%，表明土壤含水率降低會導致尿素水解速率下降；張樹蘭等[21]的研究表明不同類型的土壤在各種含水率條件下硝化作用差異明顯，但是當土壤含水率為田間持水量的60% 時，不同土壤的最大硝化速率與硝化量均最高，同時，溫度對土壤硝化作用的影響也十分巨大，土壤硝化作用在30 ℃ 時硝化率最高。

綜上所述，前人的研究多集中在溫度、水分等環境條件對土壤氮素轉化的影響，但是針對鹽漬化條件下土壤氮素轉化的研究并不充分。為深入探究河套灌區化學氮肥施入鹽漬化土壤后的轉化過程，本文選取河套地區農業種植常用的基肥磷酸二銨和追肥尿素作為供試肥料，通過室內通氣恒溫培養的方法，研究不同土壤鹽分梯度對施入化學氮肥水解和硝化過程的影響，以期為河套灌區精量施肥、減少氮素養分淋失以及其潛在的面源污染風險提供基礎理論支持。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

供試土壤采自內蒙古自治區巴彥淖爾市杭錦后旗三道橋鎮(40°49′42.7′′N，106°54′28.5′E)，試驗區位于河套平原，地貌主要由沖擊平原、洪積平原和河漫灘3種地形構成；地勢西南高，東北低，海拔1 032 ～1 050 m；該地區屬溫帶大陸性氣候：干燥、日照時間長、晝夜溫差大，年平均氣溫7.9 ℃，夏季日平均氣溫22.3 ℃；年均降雨量136.5 mm，無霜期152 d 左右，年均日照3 200 h。表層土壤(0 ～ 20 cm)質地為粉砂壤土，深層土壤多為黏壤土；灌區采用一年一熟制，常年種植食葵；試驗區每年春秋兩季采用大水漫灌壓鹽，受灌水影響地下水埋深波動較大，地下水介于0.35 ～ 2.21 m，全年平均地下水埋深90.2 cm，5 月初和10 月初地下水埋深最深，5 月中下旬和10 月下旬灌水后最淺；地下水礦化度平均為3.25 g/L，屬微咸水。

1.2 樣品采集

根據前一年作物長勢、產量與實測土壤電導率值(EC5︰1，水︰土= 5︰1)選取鹽分梯度差異明顯的3 處采樣點取土，分別記做低鹽(L)、中鹽(M)和高鹽(H)3個供試組，試驗用土取自前期確定的3 處采樣點處的表層土壤(0 ～ 20 cm)，取土后風干、研磨并過2 mm篩備用；土壤樣品基礎養分指標如表1 所示。

表1 土壤樣品基礎養分指標Table 1 Information of basic nutrients of tested soils

1.3 試驗處理

本研究采用室內通氣恒溫培養的方法，研究兩種肥料(尿素，磷酸二銨)施入不同鹽分土壤氮素轉化的規律。試驗為3(鹽分)× 3(氮肥含對照)完全隨機試驗設計，試驗設置3 個鹽分梯度：低鹽(L，1.46 dS/m)、中鹽(M，2.19 dS/m)和高鹽(H，3.43 dS/m)，選取兩種肥料：尿素 (以CN 表示)和磷酸二銨 (以NP表示)，同時以不施肥(以CK 表示)為對照；共9 個處理：分別記為L-CN、M-CN、H-CN、L-NP、M-NP、H-NP、L-CK、M-CK、H-CK；氮肥用量為0.1 g/kg 純氮，以水溶液的形式添加，每個處理設置3 個重復。

各處理取相當于干土質量100 g的風干土裝填入350 ml 的圓柱形玻璃瓶，由于當地蒸發強烈，為防止培養期間土壤水分過低影響試驗，故將處理含水量設置稍高，調整土壤質量含水率至30%(相當于最大土壤持水量的75% 左右)，瓶口上部用保鮮膜封口，并在保鮮膜上均勻扎20 個小孔通氣，后放入28 ℃ 恒溫培養箱(天津泰斯特SPX-250BIII)遮光培養，培養期間定期補水(2 ～ 3 d)保持各處理水分含量相對穩定，由于取樣屬于破壞性取樣，因此根據采樣次數設置平行試驗，7(采樣次數)×9(處理數)× 3(重復數)=189，共189 瓶，分別于培養開始第1、3、7、14、21、28、35 天取土樣測定硝態氮和銨態氮含量，各處理加水至質量含水率30% 放置兩小時水肥均勻后，采樣作為各鹽分梯度的初始銨態氮、硝態氮和無機氮含量。

1.4 測定方法與計算

土壤EC和pH測定采用電位法測定(水︰土，5︰1；Five Easy Plus Conductivity/pH，梅特勒-托利多)；土壤銨態氮(NH-N)含量測定采用2 mol/L KCl 浸提-靛酚蘭比色法[22]；土壤硝態氮(NO-N)含量測定采用雙波長紫外分光光度計法[23]；土壤有機質測定采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法[22]；土壤全氮含量測定采用半微量開氏法；土壤有效磷的測定采用0.5 mol/L NaHCO3法。

文中所用各指標計算公式如下[24-25]：

無機氮轉化量(mg/kg)= 凈硝化量(mg/kg)+凈水解量(mg/kg)

1.5 數據處理

采用Microsoft Excel 2016 和SAS 9.4 進行數據計算與統計分析，處理間顯著性差異采用Duncan 新復極差檢驗法(α= 0.05，0.01)，SigmaPlot 12.5 軟件繪圖。

2 結果與分析

2.1 土壤鹽分對氮肥水解過程的影響

各處理肥料水解速率和凈水解速率結果列于表2，由表2 可知，各土壤鹽分梯度下，尿素與二銨的表觀水解速率與凈水解速率均于培養第1 天達到峰值，并且在達到峰值后隨即快速下降，此時肥料凈水解速率在數值上即為凈水解量。對比不同鹽分梯度下兩種肥料第1 天的水解速率發現：尿素處理的表觀水解速率在不同鹽分梯度下差異不明顯，均在60 mg/(kg·d) 左右，但不同土壤鹽分梯度下的凈水解速率差距較大，分別為81.08 mg/(kg·d)(L-CN)、73.39 mg(kg·d)(MCN)、59.13 mg/(kg·d)(H-CN)，當土壤鹽分從中鹽上升到高鹽時，凈水解速率降低了24%；磷酸二銨處理的表觀水解速率和凈水解速率隨著土壤鹽分升高，總體都呈現出增大的趨勢，其中M-NP 的凈水解速率為91.12 mg/(kg·d)，高于H-NP 的87.32 mg/(kg·d)，二者遠高于L-NP 的68.22 mg/(kg·d)。

以上結果表明：隨著土壤鹽分升高，尿素凈水解速率降低，且鹽分越高降低效果越明顯，而土壤鹽分升高對磷酸二銨處理凈水解速率的影響表現為先促進后抑制，但高鹽處理水解速率仍高于低鹽處理。土壤鹽分相同時，低鹽處理下尿素水解作用要強于磷酸二銨，而中鹽、高鹽處理下磷酸二銨則要強于尿素。

表2 不同鹽分處理肥料水解速率 (mg/(kg·d))Table 2 Hydrolysis rates of fertilizers under different soil salinities

2.2 土壤鹽分對氮素硝化過程的影響

硝化速率的大小可以直觀反映土壤硝化作用的強度，表3 中列出了各處理的表觀硝化速率與凈硝化速率。由表3 可知，低鹽、中鹽處理中尿素與磷酸二銨的凈硝化速率在培養第7 天時均達到峰值，分別為12.54 mg/(kg·d) (L-CN)、11.52 mg/(kg·d)(M-CN)、17.27mg/(kg·d) (L-NP)、17.82 mg/(kg·d)(M-NP)，培養第14 天時分別為2.24 mg/(kg·d)(L-CN)、3.27 mg/(kg·d)(M-CN)、3.46 mg/(kg·d)(L-NP)、1.40 mg/(kg·d)(M-NP)，相較培養第7 天分別降低了82%、72%、80%、92%，這表明培養進行到14 d 時硝化反應基本完成；而高鹽處理前3 d 凈硝化速率非常低，有些甚至出現了負值，表明此時反硝化作用占據主導地位，土壤硝化反應非常微弱，然而此時表觀硝化速率依舊為正值，原因可能是土壤中原有易礦化氮礦化產生的銨態氮被硝化導致了表觀上土壤硝態氮的增加。在培養3 d 后，高鹽處理凈硝化速率明顯提高，在培養第7 天時尿素和二銨的凈硝化速率分別為7.27 mg/(kg·d)和9.40 mg/(kg·d)，在培養第14 天時尿素與二銨的凈硝化速率分別為8.16 mg/(kg·d)和8.83 mg/(kg·d)，依舊維持較高水平，培養第21 天時高鹽處理的凈硝化速率大大降低，尿素處理硝化速率降至0.33 mg/(kg·d)，而磷酸二銨處理則降至1.38 mg/(kg·d)，此時土壤硝化反應基本完成。

對比相同鹽分梯度下的土壤凈硝化速率發現：低鹽、中鹽處理中，尿素處理的硝化作用在培養第1 天就已經開始，而磷酸二銨處理在培養第1 天凈硝化速率為負值，此時硝化作用仍未開始，上述現象表明在土壤鹽分較低的情況下，尿素的硝化作用總是先于磷酸二銨發生，但尿素凈硝化速率的峰值均低于磷酸二銨處理，而高鹽處理中尿素與磷酸二銨的硝化作用幾乎同時發生，凈硝化速率峰值尿素依舊低于磷酸二銨處理，以上結果表明：在等氮條件下，尿素比二銨更易被硝化，而二銨在土壤中的硝化作用要強于尿素。

2.3 不同鹽分梯度下土壤氮素含量變化規律

本次試驗旨在研究氮肥施入后，土壤鹽分對肥料氮素轉化的影響，土壤無機氮素含量的動態變化能夠反映肥料在土壤中轉化軌跡。圖1、圖2、圖3 分別為培養期間各鹽分梯度下不同施肥處理土壤銨態氮、硝態氮、無機氮含量的變化。由圖1 可知，尿素和磷酸二銨施入土壤后迅速轉化成為銨態氮，各鹽分處理土壤銨態氮含量均于第 1 天出現峰值，分別為85.2 mg/kg(L-CN)、75.5 mg/kg(M-CN)、74.9 mg/kg(HCN)、72.3 mg/kg(L-NP)、93.2 mg/kg(M-NP)、103.1 mg/kg(H-NP)。低鹽與中鹽處理中，尿素與磷酸二銨處理土壤銨態氮達到峰值后迅速下降，其中尿素處理第3天基本降至最低與對照處理無顯著差異，磷酸二銨處理第3 天時土壤銨態氮含量降至峰值的50% 左右；高鹽處理兩種肥料峰值也出現在第1 天，但達到峰值后銨態氮降低速率緩慢，培養第3 天兩種肥料處理的土壤銨態氮含量在70 mg/kg 以上仍處于較高水平，到培養第7 天時，所有處理土壤銨態氮含量基本降至最低與對照處理土壤銨態氮含量相近。總體而言，低鹽處理與中鹽處理的變化趨勢較為一致，高鹽處理土壤銨態氮在土壤中維持較高含量時間相較低鹽、中鹽處理更長，但也在培養7 d 后降至最低；低鹽處理中尿素處理的土壤銨態氮含量峰值高于磷酸二銨處理，中鹽與高鹽處理的磷酸二銨峰值均高于尿素；在3種鹽分梯度下磷酸二銨水解產生的銨態氮與尿素相比在土壤中存在的時間更長，更具持續性。

表3 不同鹽分處理土壤硝化速率 (mg/(kg·d))Table 3 Nitrification rates under different soil salinities

圖1 培養期間土壤銨態氮含量變化Fig.1 Changes in soil ammonium nitrogen contents during incubation

如圖2 所示，施肥處理土壤硝態氮含量在各個土壤鹽分梯度下的變化規律一致：土壤硝態氮含量隨著培養時間增加而增加，增速隨時間降低，7 d 內土壤硝態氮含量基本呈線性增長，14 d 以后略有增加但基本保持穩定；上文對硝化速率的分析結果顯示：低鹽、中鹽處理在14 d 內硝化作用基本完成，而高鹽處理21 d 時硝化作用基本完成，這一結果與圖2 曲線變化規律相一致。考察圖2 散點間直線斜率可以發現低、中鹽處理斜率明顯要大于高鹽處理，這直觀地反映出鹽分升高降低土壤硝化速率。各個鹽分梯度下磷酸二銨的曲線多處于尿素處理的上方，說明了尿素的硝化作用要弱于磷酸二銨，這與上文計算所得結果相一致。

施肥處理土壤無機氮含量在各土壤鹽分梯度下總體呈現出隨著培養時間增加而增加的趨勢，但如圖3 所示，添加肥料后各鹽分梯度處理土壤無機氮含量變化曲線均出現了不同程度的向內凹陷，導致曲線不單調增加，低鹽和中鹽處理曲線內陷均出現在第3天，高鹽處理出現在第7 天。尿素與磷酸二銨處理都出現了這種現象，且同一土壤鹽分梯度下出現的時間一致，但各土壤鹽分不施肥處理的土壤無機氮含量隨時間增加而單調增加并未出現這種現象，這說明出現這種現象的原因是施肥。對比土壤銨態氮含量變化(圖1)，可以發現，無機氮曲線內陷的時間與土壤銨態氮快速下降的時間一致，比較施肥組與對照組土壤硝態氮含量變化(圖2)，不難發現無機氮曲線內陷出現的時間與施肥組和對照組土壤硝態氮含量曲線開始分離的時間也一致。

肥料類型與土壤鹽分對氮素含量影響的方差分析結果列于表4、表5，結果表明：肥料種類對土壤硝態氮、銨態氮含量的變化并無顯著差異(P＞0.05)，而土壤無機氮含量的變化上，磷酸二銨顯著高于尿素，差異達了極顯著水平(P＜0.01)，這可能是由于磷酸二銨中含有磷酸根，帶入土壤的磷元素促進了氮素的礦化，從而增加了無機氮的積累，Reed 等人[26]的研究亦表明磷添加會提高土壤無機氮濃度。土壤鹽分對土壤銨態氮含量變化影響比較復雜：高鹽處理顯著高于中鹽處理(P＜0.05)，低鹽處理介于二者之間差異并不顯著；土壤硝態氮含量變化受土壤鹽分影響結果則有所不同，中鹽處理高于高鹽處理且差異極為顯著，同時又顯著高于低鹽處理，而低鹽處理與高鹽處理差異并不顯著；無機氮含量的變化結果較為一致，中鹽處理顯著高于低鹽、高鹽處理。

圖2 培養期間土壤硝態氮含量變化Fig. 2 Changes in soil nitrate nitrogen contents during incubation

圖3 培養期間土壤無機氮含量變化Fig.3 Changes in soil inorganic nitrogen contents during incubation

表4 肥料種類對不同氮素形態影響的顯著性檢驗Table 4 Significance tests of effects of fertilizers on different forms of soil nitrogen

表5 土壤鹽分對氮素形態影響的顯著性檢驗Table 5 Significance tests of effects of soil salinities on different forms of soil nitrogen

3 討論

3.1 土壤鹽分對氮肥水解作用的影響

本試驗研究結果表明，土壤鹽分含量對兩種肥料的轉化規律影響存在一致性，尿素與磷酸二銨兩種肥料施入土壤后，土壤銨態氮含量均于第1 天達到峰值，隨后開始下降，這可能是因為本試驗將肥料以水溶液的形式加入到培養體系中，不存在土壤濕潤肥料顆粒使其有效成分溶解再進入土壤的過程，因此本試驗水解速率較高。低鹽、中鹽處理凈水解速率從培養試驗的第3 天開始都為負值，表明此時土壤銨態氮量開始減少，此時的凈水解速率實際表征的是土壤銨態氮的消耗速率，而在高鹽條件下，兩種氮肥水解產生的銨態氮在培養第3 天后才開始大量轉化，相較于低鹽、中鹽處理推遲了2 d，這說明較高的土壤鹽分會抑制銨態氮的轉化，導致銨態氮在土壤中滯留一段時間。通過對不同肥料凈水解速率的研究，我們發現土壤鹽分升高會明顯抑制尿素水解，Awad 等[27]通過室內試驗證明當鹽分從40 meq/L 升高到200 meq/L 時尿素水解速率呈現下降趨勢，本試驗結果與此一致。土壤鹽分越低尿素水解產生的銨態氮越多、轉化得越快，這說明土壤鹽分對尿素的水解作用和水解產物的轉化都存在抑制作用；而土壤鹽分升高對磷酸二銨的水解表現為先促進后抑制的規律，中鹽水解速率最高、轉化最快，低鹽處理轉化量較高鹽處理低，但消耗速率高于高鹽處理。李壽田等[28]通過培養試驗研究了氯化鉀和磷酸二氫鈣添加對氯化銨氮轉化的影響，發現添加氯化鉀會增加土壤銨態氮含量并抑制硝化作用，而氯化鉀既是鉀肥也是鹽，其添加會使得土壤鹽分升高，本試驗結果與此也一致；本次試驗中各土壤鹽分條件下磷酸二銨處理銨態氮含量普遍高于尿素，這可能是加入的磷酸根會延緩土壤銨態氮轉化所致。低鹽處理磷酸二銨水解產生的銨態氮較中、高鹽處理低的原因，可能是低鹽土有機質豐富、吸附能力強[29]，磷酸二銨通過水溶液加入土體后銨根離子隨水下滲時被土壤吸附。

3.2 土壤鹽分對硝化作用的影響

研究表明：硝化作用分兩個階段完成，即銨態氮氧化為亞硝態氮的氨氧化過程和亞硝態氮氧化為硝態氮的亞硝酸鹽氧化過程[30]。本試驗中高鹽處理凈硝化速率升高出現時間相較低鹽、中鹽處理推遲，綜合圖1、圖2 和表2 各鹽分處理肥料水解速率，可以推測產生這種延遲現象的原因可能是，高鹽處理土壤銨態氮在第3 天時只有少部分發生轉化，大量銨態氮滯留在土壤中，土壤無機氮主要以銨態氮為主，此時硝化反應的第一步氨氧化反應只有部分進行，而氨氧化反應是硝化反應的限速步驟，氨氧化反應不充分使得亞硝酸鹽氧化反應由于缺乏底物無法進行，造成了凈硝化速率一直保持很低的水平，培養第7 天時土壤銨態氮基本與對照無異，此時氨氧化反應基本完成，亞硝酸鹽氧化反應得以進行，此時凈硝化速率升高，這解釋了圖3 中土壤無機氮回落出現的原因，即氮肥添加引入的土壤銨態氮的氨氧化消耗速率高于亞硝酸鹽氧化速率，導致土壤銨態氮損失大于硝態氮的增加，張國楨等[31]的研究也印證了這一觀點。Fernando等[32]培養試驗的結果顯示：在鹽漬土中施入銨態氮肥后，土壤銨態氮含量在施入后隨即快速下降，同時亞硝態氮含量激增，土壤硝態氮在培養7 d 后才開始增加，本次試驗高鹽處理的結果與此一致。較高的土壤鹽分會抑制氨氧化反應，造成不同鹽分梯度處理的亞硝酸鹽氧化反應的起始時間并不一致，故同一時段各鹽分梯度下凈硝化速率大小不能完全反映各處理對硝化作用的影響，且高鹽處理凈硝化速率峰值出現較低鹽與中鹽處理亦遲，由于本次試驗采樣間隔不均，前7 d 采樣相對密集，導致高鹽處理凈硝化速率峰值數值上較低鹽、中鹽處理偏低，故直接比較亦不科學。通過考察肥料凈硝化量可知，低鹽、中鹽和高鹽處理尿素凈硝化積累量分別為：86.21、93.61、85.78 mg/kg，其中中鹽處理土壤凈硝化量最大，低鹽、高鹽處理凈硝化量基本相等；磷酸二銨在低鹽、中鹽和高鹽處理下的凈硝化積累量分別為95.17、113.37、107.83 mg/kg，中鹽處理的凈硝化量依然最大，但磷酸二銨在高鹽處理下凈硝化量高于低鹽處理，這表明土壤鹽分升高，尿素和磷酸二銨處理的硝化過程均表現出先促進后抑制的作用。有學者試驗結果表明硝化作用對土壤鹽分含量十分敏感，隨著土壤含鹽量的增加，硝化作用受到抑制[33]。然而有研究表明：低鹽分能刺激氮的硝化和礦化作用[34]，Sudarno 等[35]采用固定床反應器動態研究了鹽分等條件對硝化作用的影響，結果表明：鹽分變化對氨氧化速率影響表現為：鹽分小于35 g/kg 時氨氧化速率基本穩定，當鹽分大于35 g/kg 時，氨氧化速率直線下降；亞硝酸鹽氧化速率隨鹽分升高先增加后降低，35 g/kg 時最大，即硝化速率隨鹽分升高先上升后下降。Nejidat[36]通過添加氯化鈉研究鹽分對不同土壤硝化過程的影響，試驗研究了12 種不同環境下的土壤，結果表明：鹽脅迫對不同土壤硝化作用的影響并不一致，這是由于不同環境下的硝化細菌種群不同，鹽脅迫的耐受性也不盡相同。這說明土壤鹽分對氮素轉化的影響不能一概而論，需要根據當前區域的微生物群落進行具體分析。本次試驗結果表明土壤鹽分一定程度上可促進河套地區農田土壤的硝化作用，并不完全表現出抑制作用。

3.3 氮肥種類對氮素轉化的影響

氮肥種類對其氮素轉化過程亦存在重要影響，本次試驗統計分析結果表明：在等氮輸入條件下，磷酸二銨施入土壤轉化形成的銨態氮、硝態氮和無機氮含量均高于尿素處理，這主要是因為磷酸二銨中含有磷元素，額外加入的磷元素會促進氮素的轉化。前人通過田間試驗研究了氮磷相互作用的影響，結果表明施用磷肥可以提高氮肥利用率，促進氮的轉化[37]。李金燕[38]通過培養試驗研究了含水率與磷肥施用量對尿素氮轉化的影響，結果表明，含水率相同的條件下，銨態氮含量隨施磷量的增加而增加，本次試驗結果與此相一致；硝態氮濃度變化則與磷添加無關。而Mori等[39]的研究結果表明，磷添加不僅能夠緩解土壤磷短缺，而且加速異養微生物活動消耗土壤氧氣形成厭氧環境，導致反硝化作用增強，反硝化作用的增強會消耗土壤硝態氮導致其含量降低。本試驗結果與此并不一致，這可能是因為本試驗中土壤鹽分抑制了反硝化細菌活性使得硝態氮含量降低不明顯。磷酸二銨常被作為基肥使用，人們對其氮素轉化過程關注較少，對其鹽脅迫下氮素轉化的關注更少，本次試驗結果表明等氮條件下其轉化產生的各形態氮素量高于尿素，說明其施用不當產生的環境污染可能比尿素還嚴重，這需要引起更多的重視。

4 結論

河套灌區土壤鹽度對肥料氮素轉化有很大影響：①土壤鹽分升高明顯抑制尿素水解，卻促進磷酸二銨的水解，高土壤鹽分會抑制銨態氮的轉化，使其在土壤中短暫滯留；②土壤鹽分升高對尿素與磷酸二銨硝化作用的影響均表現為先促進后抑制，最大硝化量均出現在中鹽處理(2.19 dS/m)；③在等氮輸入條件下，磷酸二銨施用后轉化產生的無機氮總體高于尿素處理；④各處理無機氮含量變化曲線均出現短期下降并不單調上升，其原因是土壤銨態氮的消耗速率高于硝化作用產生硝態氮的速率。