Al₂（SO₄）₃-稻草改良对苏打盐碱土氮转化机制的影响

Effect of Al₂（SO₄）₃-Straw Improvement on Nitrogen Conversion Mechanism in Soda Saline-Alkali Soil

摘要

目的 研究Al₂（SO₄）₃联合有机物料对盐碱地氮转化机制的影响，揭示不同配施比例对土壤氮库的影响。 方法 以吉林省西部苏打盐碱土为研究对象，设置3个Al₂（SO₄）₃梯度（占土重0.2%A_0.2、占土重0.1%A_0.1、占土重0%A₀）与3个稻草梯度（占土重1%S₁、占土重0.6%S_0.6、占土重0%S₀），分别测定施氮肥与不施氮肥2个条件下土壤NH₄⁺-N、NO₃^--N、脲酶和蛋白酶活性。 结果 Al₂（SO₄）₃引入提高平均净矿化速率和硝化速率，表现为A_0.2S₀>A_0.1S₀，随着培养时间矿化作用与硝化作用逐渐降低；稻草的加入不利于土壤氮矿化作用与硝化作用，施入尿素后平均净矿化速率与硝化速率分别增长17.34、3.61倍，但仍为抑制作用。Al₂（SO₄）₃联合稻草（A_0.1-0.2S_0.6-1）添加进一步抑制土壤氮素转化，在高量稻草（S_>0.6）中引入Al₂（SO₄）₃加速土壤NH₄⁺-N与NO₃^--N的下降，施入氮肥后缓解下降幅度，且随着Al₂（SO₄）₃的增加铵态氮与硝态氮的变化幅度增加，表现为A_0.2S₁>A_0.2S_0.6>A_0.1S₁。Al₂（SO₄）₃和稻草的交互作用在不施尿素条件下对脲酶、蛋白酶活性、土壤全氮、土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N有显著影响，在施加尿素后呈极显著影响。土壤中的脲酶和蛋白酶活性与总氮、NH₄⁺-N与NO₃^--N，以及土壤的净矿化速率与硝化速率均呈显著正相关。 结论 Al₂（SO₄）₃与高量稻草联合施用保留更多的氮源于土壤中，A_0.2S₁处理的氮素利用效果较好。研究结果可为盐碱土改良与治理工作提供参考，为未来的研究和实践提供理论支持和实践指导。

Abstract

Objective This study aims to investigate the effect of Al₂（SO₄）₃ combined with organic materials on the nitrogen conversion mechanism in saline-alkali soil， and to reveal the effects of different application ratios on soil nitrogen pool. Methods This study was conducted on soda saline-alkali soils in the western part of Jilin Province. Three Al₂（SO₄）₃ gradients were applied， corresponding to 0.2%A_0.2，0.1%A_0.1 and 0%A₀ of soil weight， along with three straw gradients， corresponding to 1%S₁，0.6%S_0.6 and 0%S₀ of soil weight. The contents of soil NH₄⁺-N and NO₃⁻-N， as well as the activities of urease and protease， were measured under both nitrogen fertilization and no nitrogen fertilization conditions. Results The application of Al₂（SO₄）₃ improved the average net mineralization and nitrification rates， with the performance of A_0.2S₀>A_0.1S₀. These rates gradually decreased over the incubation period. Incorporating straw into the soil suppressed nitrogen mineralization and nitrification. Despite this suppression， the application of urea fertilizer significantly increased the average net mineralization rate by 17.34 times and the nitrification rate by 3.61 times. However， the inhibitory effect still remained. The combined application of Al₂（SO₄）₃ and rice straw （A_0.1-0.2S_0.6-1） further suppressed the conversion of soil nitrogen. In treatments with high levels of rice straw （S_>0.6）， the addition of Al₂（SO₄）₃ accelerated the decline in soil NH₄⁺-N and NO₃^--N levels， which was alleviated by the application of nitrogen fertilizer. Furthermore， the changes in ammonium and nitrate nitrogen contents increased with higher Al₂（SO₄）₃ application rates， following the order of A_0.2S₁>A_0.2S_0.6>A_0.1S₁. The interaction between Al₂（SO₄）₃ and rice straw had significant effects on urease and protease activity， soil total nitrogen， and the concentrations of NH₄⁺-N and NO₃^--N in the absence of urea application. These effects became highly significant following urea application Additionally， significant positive correlations were observed between urease and protease activity and total nitrogen content， between NH₄⁺-N and NO₃^--N， and between net mineralization rate and nitrification rate in the soil. Conclusion The combined application of Al₂（SO₄）₃ with high rice straw retains more nitrogen in the soil， with the A_0.2S₁ treatment demonstrating the most efficient nitrogen utilization. These findings offer valuable insights for the reclamation and management of saline-alkali soils and provide a theoretical foundation and practical guidance for future research and application in this field.

Graphical abstract

关键词

苏打盐碱土 / Al₂（SO₄）₃ / 铵态氮 / 硝态氮 / 矿化作用 / 硝化作用 / 酶活性

Key words

soda saline-alkali soil / Al₂（SO₄）₃ / ammonium nitrogen / nitrate nitrogen / mineralization / nitrification / enzymatic activity

吉林省西部苏打盐碱土的主要特点表现为土壤碱性强、物理结构恶化、渗透性极差等^［1］，导致土壤肥力弱，粮食产量普遍较低。因此，改良苏打盐碱土是农业生产中满足日益增长种植需求的重要管理活动之一^［2］。目前已经形成一套以种稻改良、有机培肥为核心的改良技术体系，其中围绕硫酸铝等化学改良剂的改良作用已有大量研究，并取得诸多卓有成效的研究成果。INOUE等^［3］将Al₂（SO₄）₃改良剂添加到苏打盐碱土中，经过大量的室内试验研究和生产实践应用均证明，Al₂（SO₄）₃改良剂对苏打盐碱土改良取得较好的效果，其改良作用主要表现在^［4］：1）化学性质，Al³⁺水解产生大量H⁺，降低水田渗水层和土层的pH，碱化度显著降低，CO₃^2-和HCO₃^-也随Al₂（SO₄）₃用量的增加而降低；2）物理性质，土壤结构有显著改善，土壤团聚体（>0.005 mm）数量明显增加，土壤体积质量降低，膨胀度增加，孔隙度增大，土壤渗透性能及持水能力增强。长期秸秆还田下碳库管理指数提高37.7%，增加活性有机碳库容。活性有机碳库变化会促进与碳、氮循环相关的酶的活性，进而影响碳、氮循环生态过程^［5］。长期施用化肥和有机肥料，可增加土壤全N和有机质质量分数，影响土壤酶活性和土壤物理性质^［6-7］，增加土壤有机C储量，增加土壤肥力及减缓大气CO₂危害。稻草与肥料可增加土壤有机质，在此基础上Al₂（SO₄）₃的引入提供铝离子可置换土壤中的钠离子，减轻钠离子对土壤结构和植物的负面影响，共同提升土壤肥力和植物生长条件。在吉林省西部苏打盐碱土改良过程中，本课题组采用Al₂（SO₄）₃改良剂配施稻草对土壤有机碳的影响研究^［8-12］发现，在稻草与施肥基础上，Al₂（SO₄）₃的引入对于有机碳固定具有明显的促进作用，但关于在稻草与施肥基础上引入Al₂（SO₄）₃对苏打盐碱土中氮素的影响尚不清楚。因此，本文在前人研究的基础上，选取吉林省西部苏打盐碱土进行试验，研究苏打盐碱地施用Al₂（SO₄）₃和稻草后土壤氮素转化过程及微生物的作用变化，进而从机理上阐明Al₂（SO₄）₃对苏打盐碱土氮循环的影响及其机理，进一步从氮的角度揭示水稻秸秆配施Al₂（SO₄）₃对苏打盐碱土的快速改良，丰富水稻秸秆配施Al₂（SO₄）₃的改良理论。

1 材料与方法

1.1 供试材料

供试硫酸铝为工业Al₂（SO₄）₃。供试水稻秸秆取自吉林省松原市前郭尔罗斯蒙古族自治县乌兰敖都乡附近水田。水稻秸秆经田间自然风干后，置于25 ℃的烘干箱中烘干，去除杂质，粉碎并通过2 mm筛网。供试苏打盐碱土取自吉林省松原市前郭尔罗斯蒙古族自治县乌兰敖都乡（44°34′N，123°46′E），使用对角线布点法，设置36个采样点，每个采样点的采样深度为0~20 cm，样品采集后混合均匀，采用四分法获取20 kg土样。样品带回实验室后，自然风干，研磨过5 mm筛测定土壤理化性质。土壤pH为9.79，含盐量为0.68%，EC为1.46 mS/cm，ESP为17.81%，体积质量为1.65 g/cm³，交换性Na⁺为1.43 cmol/kg，交换性K⁺为1.50 cmol/kg，交换性Ca²⁺为7.45 cmol/kg，交换性Mg²⁺为4.18 cmol/kg，全氮1.41 g/kg，铵态氮6.28 mg/kg，硝态氮5.63 mg/kg，有机碳6.03 g/kg，其中全氮、铵态氮、硝态氮指在达到45%最大持水量的条件下预培养1周，随后进行取样并测定。

1.2 试验方法

在不同Al₂（SO₄）₃用量条件下，进行Al₂（SO₄）₃和稻草还田的室内模拟田间试验，共设置18个处理（表1），每个处理重复3次。其中S为稻草，A为Al₂（SO₄）₃，下角标为Al₂（SO₄）₃和稻草的添加量，Al₂（SO₄）₃（A）的添加量参考田间实际用量，分别设置为占土重的0%0 g、0.1%1 g、0.2%2 g，稻草（S）的添加量结合当地生产实际，秸秆还田深度为0~20 cm耕层土壤，其重量为2 250 t/hm²。水稻秸秆添加量分别设置0、13 500、22 500 kg/hm²，1 kg土壤分别添加0、6、10 g水稻秸秆。设置处理N0不施用氮肥，处理N1则施用氮肥（所施尿素含氮量为46.4%），具体操作按照260 kg/km²施用氮肥，20 cm为耕作土层深度来计算，为确保氮素施加量相同，尿素的使用量设定为250 mg/kg。

试验采用直径25 cm、高36 cm的塑料桶，称取1 000 g土壤样本，加入蒸馏水调节至40%的土壤充水孔隙水分体积分数（WFPS），置于25 ℃的黑暗培养箱中预培养2周，以恢复和稳定土壤微生物群落。WFPS的计算公式^［13］为：

\mathrm{W}\mathrm{F}\mathrm{P}\mathrm{S}=\frac{Өѵ}{\mathrm{1}-\left(\frac{\mathrm{B}\mathrm{D}}{\mathrm{P}\mathrm{D}}\right)}\times \mathrm{100}%（1）

\mathrm{式中}:Өѵ为土壤含水率，g/kg；BD为土壤体积质量，g/cm³；PD为土壤颗粒密度，取2.65 g/cm³。

试验于2022年6月2日至10月1日在吉林农业大学资源与环境学院进行，将预培养结束后的土壤与不同比例的Al₂（SO₄）₃和事先风干粉碎成1 cm的水稻秸秆充分混匀后，向其中加入蒸馏水至土壤含水率为15%，倒入塑料桶（桶高115 mm，直径134 mm，容量2 L PVC桶）并密封，同时在侧面打孔以确保氧气供应，然后将塑料桶放入恒温培养箱中。依据吉林省松原市前郭尔罗斯蒙古族自治县乌兰敖都乡水稻生长季（5—9月）月平均气温（14.3~23.9 ℃）设置，水分依据水稻生长季的淹水条件设置水土比1.5∶1向桶中加入蒸馏水以形成约2 cm氮肥淹水层，在20 ℃下培养120 d。在培养过程中，每3 d进行1次称重和补水，确保土壤水分体积分数保持不变。分别于培养第7、15、30、45、60、75、120 d同一时间取样。本试验为破坏性取样，每次取样设3次重复。

1.3 分析方法

测定指标具体方法参照《土壤农化分析》^［14］。土壤全氮采用凯氏定氮法测定；土壤NH₄⁺-N采用靛酚蓝比色法测定；土壤NO₃^--N采用酚二磺酸法测定；土壤脲酶采用苯酚钠比色法测定；蛋白酶采用茚三酮比色法测定。

1.4 数据处理与统计分析

土壤氮素净矿化（NMR）和硝化速率（NR）的计算公式为：

\mathrm{N}\mathrm{M}\mathrm{R}=\frac{(\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-{\mathrm{N}}_t+\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-{\mathrm{N}}_t)-(\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-{\mathrm{N}}_{t\mathrm{0}}+\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-{\mathrm{N}}_{t\mathrm{0}})}{t-t_{\mathrm{0}}}（2）

\mathrm{N}\mathrm{R}=\frac{\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-{\mathrm{N}}_{\mathrm{t}}-\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-{\mathrm{N}}_{\mathrm{t}\mathrm{0}}}{t-t_{\mathrm{0}}}（3）

式中：t₀、t分别为培养的起始和结束时间，d；NH₄⁺-N _t0、NH₄⁺-N _t 分别为土壤中培养前和培养后的NH₄⁺-N浓度，mg/kg；NO₃^--N _t0、NO₃^--N _t 分别为土壤中培养前和培养后的NO₃^--N浓度，mg/kg。

使用Origin 2021和SPSS 24.0统计软件进行图表制作和数据分析，通过Pearson检验法进行相关性分析。

2 结果与分析

2.1 Al₂（SO₄）₃稻草配施氮肥对土壤氮动态变化

2.1.1 铵态氮变化

从图1可以看出，单施稻草处理中铵态氮随稻草增加呈下降趋势，S₀处理保持持续下降趋势，在培养第6周趋势逐渐平缓，S_0.6、S₁则先下降培养后期上升，随着稻草添加量增加，下降幅度越大，表现为S₁>S_0.6>S₀（6.45>5.15>2.14 mg/kg）。培养后期铵态氮小幅度上升，S₁升幅最大，为2.51 mg/kg，其次是S_0.6，为1.84 mg/kg。稻草向土壤中引入有机物质，其中的有机氮向铵态氮转化，即矿化过程，有机氮在培养第6周完成矿化。

单施Al₂（SO₄）₃处理铵态氮随Al₂（SO₄）₃添加量的增加而增加，培养前6周差异幅度较大，其质量分数随培养时间逐渐降低，6周后趋于平缓。在稻草基础上引入Al₂（SO₄）₃使土壤NH₄⁺-N降低，随着Al₂（SO₄）₃的增加土壤NH₄⁺-N下降幅度亦随之增高，各处理组中的铵态氮质量分数从第2周起下降幅度为A_0.2>A_0.1>A₀。

在A_0.1-0.2S₁处理中，与A₀S₁相比，NH₄⁺-N质量分数分别下降0.02%~0.31%和0.01%~0.04%，与A_0-0.2S_0.6相比，降低幅度增加11.0%±0.3%，与单施Al₂（SO₄）₃处理不同，NH₄⁺-N质量分数在培养6周呈现小幅上升趋势。单施氮肥铵态氮增幅为9.01%~35.84%，明显区别于不施氮肥的变化趋势，N1处理中铵态氮呈先上升后下降趋势，N-A₀、N-A_0.1于培养第1周达到峰值63.02、64.01 mg/kg，而N-A_0.2于培养第2周达到峰值68.12 mg/kg，后期土壤中NH₄⁺-N逐渐降低，与N0处理的先降低后上升趋势存在差异。N-A与A比较，铵态氮下降幅度差异显著，表现为N-A（39.91%~42.35%）>A（22.36%~28.29%），N-S_0.6、N-S₁铵态氮下降趋势差异明显，表现为N-S₁>N-S_0.6，与施启欢等^［15］的研究结果一致。在N1处理下引入Al₂（SO₄）₃不仅可以延长土壤NH₄⁺-N累计峰值出现的时间，而且可以缓解NH₄⁺-N损失。

2.1.2 硝态氮变化

单施稻草处理中，S₀表现为先增长后下降趋势，而S_0.6、S₁呈先下降后上升趋势，S₀在培养第4周开始出现下降，且整体培养期间质量分数均大于初始质量分数，S_0.6、S₁在培养第6周出现上升，较S₀相比有明显滞后（图2）。单施Al₂（SO₄）₃处理中，A₀、A_0.1和A_0.2先呈下降趋势，表现为A_0.2>A_0.1>A₀，在第5周达到底值后呈上升趋势，A_0.2条件下抑制硝化作用，减少铵态氮向硝态氮的转化，显著降低土壤硝化作用强度，减少土壤氮素损失。稻草添加量相同时，Al₂（SO₄）₃的添加降低盐碱土壤的pH，不仅为硝化细菌创造适宜的生存环境，还通过增加硝化作用的底物铵态氮来促进硝化作用，这是S₀增长的原因。S_0.6、S₁在第6周分别达到最低值4.10、4.06 mg/kg，且S₁下降趋势（17.93%~29.88%）大于S_0.6（21.13%~26.18%）。单施氮肥后硝态氮与铵态氮质量分数同样出现增长态势，增长率为1.83%~8.65%，增长水平远小于铵态氮，施氮后S₀与N-S₀从第2周开始呈显著差异，各处理呈波动上升趋势。

在相同的氮肥施用量下，加入稻草的处理组中硝态氮质量分数始终低于未加入稻草的处理组（p<0.05），并且随着稻草用量的增加，土壤中的硝态氮质量分数显著下降（p<0.05）。N-A_0.2处于波动变化趋势，N-A₀、N-A_0.1从第5周开始缓慢上升，差异均不显著（p>0.05），N-A_0.2能够降低硝化作用，减少NO₃^--N在土壤中的积累，N-A_0.1在培养前期Al₂（SO₄）₃对矿化作用产生抑制效果，随后则逐渐减弱。施用尿素后，硝态氮的增加量减少，Al₂（SO₄）₃抑制硝化作用的表现为N1>N0处理。在这2种条件下，随着Al₂（SO₄）₃浓度的提高，硝化作用的抑制效果均有所增强。

2.2 Al₂（SO₄）₃-稻草配施氮肥对土壤氮矿化作用和硝化作用的影响

2.2.1 矿化作用

由图3可知，正值表明土壤有机氮矿化生成的无机氮在微生物和土壤动物固定后仍有剩余，而负值则意味着矿化生成的无机氮已被微生物和土壤动物完全固定，无剩余^［16］。单施Al₂（SO₄）₃处理中，A_0.2S₀、A_0.1S₀、A₀S₀在第7 d净矿化速率达到最大值，随后呈先下降后上升趋于平稳，A_0.2S₀与A_0.1S₀处理第7 d净矿化速率为正值，对比培养结束分别下降0.01%、0.04%。其他处理呈逐渐上升趋势，各处理的平均净氮矿化速率（0~120 d的净矿化速率即平均净矿化速率）差异显著，上升幅度表现为A_0.2S₁>A_0.1S₁>A₀S₁>A_0.2S_0.6>A_0.1S_0.6>A₀S_0.6，A_0.2在稻草的添加下促进氮素同化，削弱土壤氮矿化作用。其中A_0.1S₁与A₀S₁、A_0.1S_0.6与A₀S_0.6净矿化速率上升趋势接近，说明适量添加Al₂（SO₄）₃在促进净矿化作用的同时减少无机氮的损失。单施稻草处理中，净矿化速率表现为S₀>S_0.6>S₁，在稻草添加量相同时，引入Al₂（SO₄）₃后各处理速率低于单施稻草处理，培养6周后各处理速率差异较小。单施氮肥后，净矿化速率较未施入氮肥增长5.41~12.69倍，变化趋势明显区别于施肥前，各处理在培养第7 d达到峰值，培养前15 d呈极速下降趋势，15 d后缓慢下降，净矿化速率表现为A_0.2S₀>A_0.2S_0.6>A_0.2S₁，是因为稻草C/N较高，微生物对无机氮固持作用大于有机氮矿化作用。A_0.2S₀下降趋势仍小于A_0.1S₀，与不施加尿素结果一致，不同的是尿素加入为土壤提供充足氮源，净矿化速率为正值。与未施氮肥的对照相比，施加氮肥显著缩小各处理净矿化速率差值，且施肥加速矿化作用，体现在第4周速率随培养时间变化平缓较未施肥提前2周。经过120 d的培养，N1处理的平均净矿化速率达到0.05 mg/（kg·d）（以NO₃^--N计），是对照处理的17.34倍，差异极显著（p<0.01）。

2.2.2 硝化作用

从图4可以看出，单施Al₂（SO₄）₃处理中，A_0.2S₀、A_0.1S₀、A₀S₀处理在培养第1周达到峰值，A_0.2S₀ 0.36 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计）>A_0.1S₀ 0.32 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计）>A₀S₀ 0.22 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计）>0 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计），在培养7~30 d后逐渐减少，至第120 d趋于稳定。单施稻草处理中，与净矿化速率规律一致。

在稻草添加量相同时，引入Al₂（SO₄）₃后S_0.6、S₁各处理硝化速率均为负值，各处理呈上升趋势，且平均硝化速率差异显著，速率大小表现为A₀S_0.6>A_0.1S_0.6>A_0.2S_0.6>A₀S₁>A_0.1S₁>A_0.2S₁。培养结束后，A₀S₀的平均净硝化速率为0.005 5 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计），而A_0.2S₁、A_0.1S₁、A₀S₁、A_0.2S_0.6、A_0.1S_0.6、A₀S_0.6、A_0.2S₀、A_0.1S₀处理的平均净硝化速率分别为-0.051、-0.046、-0.04、-0.032、-0.021、-0.013 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计），分别比A₀S₀降低10.24%、8.404%、7.22%、5.90%、3.80%、2.37%；A_0.2S₀、A_0.1S₀处理的平均净硝化速率分别为0.011、0.008 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计），分别比A₀S₀增长1.95%、1.41%。

单施氮肥后，硝化速率增长2.42~6.00倍，各处理硝化速率在第1周达到峰值，均随培养时间的增加呈下降趋势。平均净硝化速率表现为N-A_0.2S₀>N-A_0.1S₀>N-A₀S₀>N-A₀S_0.6>N-A_0.1S_0.6>N-A_0.2S_0.6>N-A₀S₁>N-A_0.1S₁>N-A_0.2S₁。N1培养120 d后平均硝化速率为0.052 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计），是N0处理的3.61倍。在施用氮肥的基础上添加Al₂（SO₄）₃进一步促进硝化作用，N-A_0.2S₀、N-A_0.1S₀处理的土壤平均硝化速率为0.11、0.1 mg/（kg·d） （以NO₃^--N计），分别为N-A₀S₀处理的1.47、1.38倍。稻草的施入降低土壤硝化作用，与朱旭^［17］的研究结果一致。而Al₂（SO₄）₃配施稻草可进一步降低土壤的硝化速率，N-A_0.2S₁、N-A_0.1S₁、N-A_0.2S_0.6和N-A_0.1S_0.6分别比N-A₀S₀处理下降92.72%、82.34%、52.17%、37.48%。

2.3 Al₂（SO₄）₃-稻草配施氮肥对土壤酶活性的影响

2.3.1 土壤脲酶活性

由图5可知，单施Al₂（SO₄）₃处理与单施稻草处理变化趋势一致，均为先升高再降低，在第6周达到峰值，单施稻草处理显著提高脲酶活性，对比S₀，S_0.6、S₁分别提高19.15%、20.32%，单施Al₂（SO₄）₃处理亦提高脲酶活性，对比A₀，A_0.1、A_0.2分别提高2.1%、6.25%。单施氮肥处理使脲酶平均活性增长26.18%~34.27%，且脲酶活性波动加剧，施肥后脲酶活性与硝态氮质量分数呈正相关。未施入氮肥条件下脲酶活性为0.676~0.944 mg/（g·24 h），在S_0.6水平下A₀、A_0.1、A_0.2处理酶活性平均值分别为0.746 6、0.780 9、0.815 5 mg/（g·24 h），A₀处理显著低于A_0.2处理（p<0.05），降低8.40%，A₀和A_0.1处理、A_0.1和A_0.2处理之间差异不显著（p>0.05）；在S1水平下A₀、A_0.1、A_0.2处理酶活性平均值分别为0.825 7、0.860 7、0.897 7 mg/（g·24 h），A₀处理显著低于A_0.2处理（p<0.05），降低8.00%，其他处理表现相同。施肥条件下脲酶活性为0.733~1.554 mg/（g·24 h），在N-S_0.6水平下N-A₀、N-A_0.1、N-A_0.2处理酶活性平均值分别为0.892 5、1.113 5、1.177 6 mg/（g·24 h），N-A₀处理显著低于N-A_0.1、N-A_0.2处理（p<0.05），分别降低17.70%、22.20%，N-A_0.1和N-A_0.2处理之间差异不显著（p>0.05）；在N-S₁水平下N-A₀、N-A_0.1、N-A_0.2处理酶活性平均值分别为0.915 9、1.117 0、1.195 2 mg/（g·24 h），N-A₀处理显著低于N-A_0.1、N-A_0.2处理（p<0.05），分别降低20.10%、25.33%。脲酶活性表现为N-A_0.2S₁>N-A_0.1S₁>N-A_0.2S_0.6>N-A_0.1S_0.6>A_0.2S₁>A_0.2S_0.6，Al₂（SO₄）₃在N1条件下对脲酶活性表现为更好的提升效果。

2.3.2 土壤蛋白酶活性

单施Al₂（SO₄）₃蛋白酶活性逐渐增强，表现为A_0.2>A_0.1>A₀（图6）。单施稻草增强蛋白酶活性，随着添加量的增大，表现为S₁>S_0.6>S₀，S_0.6、S₁处理呈先上升后下降趋势，且S₁脲酶活性上升趋势（7.75%~13.98%）>S_0.6（8.95%~13.23%），蛋白酶活性S₁（7.45%~12.09%）>S_0.6（6.68%~11.16%）。在此基础上引入Al₂（SO₄）₃，增强酶活性的同时增大上升趋势，表现为N-A_0.2S₁>N-A_0.2S_0.6>A_0.2S₁>A_0.2S_0.6。单施氮肥后，各处理土壤的蛋白酶活性先增加后减少，S₀与N-S₀处理在第1周达到峰值后保持平缓上升趋势，N-S_0.6、N-S₁土壤蛋白酶活性在施入尿素后的6周内急剧上升且达到峰值，随后逐渐降低，与铵态氮呈负相关。未施肥条件下蛋白酶活性为0.350~0.452 μg/（g·24 h），在S_0.6水平下A₀、A_0.1、A_0.2处理酶活性平均值分别为0.369 5、0.382 1、0.407 3 μg/（g·24 h），A₀处理显著低于A_0.2处理（p<0.05），降低9.30%，A₀和A_0.1处理、A_0.1和A_0.2处理之间差异不显著（p>0.05）；在S₁水平下A₀、A_0.1、A_0.2处理酶活性平均值分别为0.373 9、0.391 7、0.412 8 μg/（g·24 h），A₀处理显著低于A_0.2处理（p<0.05），降低9.40%，其他处理表现相同。施肥条件下蛋白酶活性为0.353~0.518 μg/（g·24 h），在N-S_0.6水平下N-A₀、N-A_0.1、N-A_0.2处理酶活性平均值分别为0.398 1、0.430 3、0.455 7 μg/（g·24 h），N-A₀处理显著低于N-A_0.1、N-A_0.2处理（p<0.05），降低13.30%，N-A₀和N-A_0.1处理、N-A_0.1和N-A_0.2处理之间差异不显著（p>0.05）；在N-S₁水平下N-A₀、N-A_0.1、N-A_0.2处理酶活性平均值分别为0.407 0、0.441 0、0.463 2 μg/（g·24 h），N-A₀处理显著低于N-A_0.1、N-A_0.2处理（p<0.05），降低12.10%，其他处理表现相同。蛋白酶活性表现为N-A_0.2S₁>N-A_0.2S_0.6>A_0.2S₁>A_0.2S_0.6，不管是在N0还是N1处理下，蛋白酶活性只有在A_0.2和N-A_0.2处理中得到提升，且在高量稻草（S>6 g/kg）更显著。

2.3.3 相关性分析

由表2可知，稻草对各指标影响极显著。稻草进入土壤后，可以优化土壤的物理和化学特性，增加土壤中的有机质和总氮水平，从而增强微生物和酶活性^［18］。Al₂（SO₄）₃和稻草的交互作用在不施尿素条件下对脲酶、蛋白酶活性、土壤NH₄⁺-N和NO₃^--N有显著影响，在施加尿素后呈极显著影响。

土壤脲酶活性与硝态氮之间呈正相关，蛋白酶活性与土壤铵态氮呈负相关（图7）。是因为这2种酶都可驱动土壤碳氮磷养分转化，土壤中的有机物质是酶促反应的关键底物，随着土壤有机质水平的提升，显著增强土壤微生物的活性，从而提高土壤酶的活性。土壤酶与有机质相结合也可增强其稳定性^［19］。

3 讨 论

本研究中，稻草对苏打盐碱土中NH₄⁺-N和NO₃^--N质量分数存在显著影响，与闫德智等^［20］研究结果一致。稻田中铵态氮质量分数下降有2个主要原因：一是微生物对铵态氮的消耗；二是硝化作用使铵态氮转化为硝态氮^［21］。本试验中，稻草的引入不仅为土壤带来少量的氮素营养，还引入更多的碳元素，使得土壤中的C/N远高于微生物活动对土壤有机质C/N的要求，激发微生物的活性，促使其在分解稻草的过程中吸收更多的无机态氮，以满足其对氮素的需求^［22］，土壤对氮的固定能力得到增强^［23］，土壤中的无机态氮质量分数，特别是铵态氮质量分数迅速降低。培养后期氮质量分数回升，一方面因为微生物的寿命较短，其死亡后将氮归还给土壤，从而增加土壤中的氮质量分数；另一方面，稻草完成腐解过程，被微生物固定的氮逐渐开始释放。Al₂（SO₄）₃的施入可以提高土壤中铵态氮与硝态氮质量分数，且随着Al₂（SO₄）₃的增加而增大，Al₂（SO₄）₃增大土壤孔隙度，改善土壤通气和持水状况，丰富的孔隙结构和较大的比表面积可以促进土壤碳氮循环，从而提高铵态氮和硝态氮质量分数，与HOSSAIN等^［24］研究结果一致。随着Al₂（SO₄）₃的引入并没有提高土壤氮矿化作用与硝化作用，是由于孔隙度的增加延长土壤中有效成分的滞留时间，并改变土壤的原始结构，进而抑制土壤氮素的矿化过程，与LI等^［25］的研究结果一致。

在高量稻草条件下，引入Al₂（SO₄）₃限制矿化作用与硝化作用，其原因是Al₂（SO₄）₃在稻草还田基础上，进一步累积有机碳质量分数^［8］，促使土壤微生物吸收更多的无机态氮，大幅减少土壤中铵态氮与硝态氮质量分数，表现为A_0.1S_0.6>A_0.1S₁>A_0.2S₁>A_0.2S_0.6。施入尿素后，N-A₀、N-A_0.1在培养第1周达到峰值，N-A_0.2在培养第2周达到峰值，N-A_0.2减缓氮肥向铵态氮转化，降低施入氮肥的损失量。是由于尿素水解速度越快，土壤中NH₄⁺-N的积累量越大，累计峰值出现的时间越早，氮素作用于植物的时间越短，从而降低氮肥的利用率，增加氮素的损失^［26］。在施用外源氮素的条件下，Al₂（SO₄）₃有助于延缓土壤中NH₄⁺-N累积峰值的出现，延长植物可吸收的氮素供应时间，进而提升氮肥的使用效率。本研究表明，土壤NO₃^--N的变化幅度大于土壤NH₄⁺-N的变化幅度，是因为NH₄⁺-N中的铵离子易于氧化成硝酸根，随后转化为NO₃^--N。培养后期矿化和硝化过程都存在缓慢升高趋势，原因是微生物分解稻草后，其中的氮元素重新进入土壤，与氮肥结合使用，使得土壤中的氮输入量显著高于损失量。施用尿素可显著提升净矿化速率和硝化速率。随着培养时间的延长，土壤中可利用的有机氮源逐渐减少，导致微生物对无机氮的固定作用增强，净矿化速率逐渐下降。稻草适量条件下（N-S_>0.6），N-A_0.2延长矿化周期使硝态氮处于较低水平，提高尿素利用率的同时减少氮素损失。温度是控制土壤氮磷循环过程中最重要的气候因素，温度的改变通常影响土壤养分和理化性质^［27］。本试验于室内培养条件下进行，恒温条件与自然条件差别较大，温度的变化对氮素的影响有待进一步深入研究。

有机物料的施入增加土壤有机质质量分数，其作为土壤微生物繁殖和发育的重要能量和养分的来源，对改善土壤微生态环境和增强土壤酶活性效果较好^［28］。Al₂（SO₄）₃能够改变土壤团聚体，使土壤物理性状得到改善^［4］，养分水平得以提高，增加土壤微生物的活性，从而对土壤酶活性产生不同程度的直接或间接影响。稻草（有机物料）适量施加条件下，Al₂（SO₄）₃添加量大，增加酶活性的稳定性，Al₂（SO₄）₃的加入，使盐分降低，pH降低，为植物提供一个良好的生长环境，促使根系发达，进而产生大量根系分泌物，并且在秋季有大量根茬可以还田，间接提升土壤有机质质量分数^［29］，提供丰富的碳源，刺激微生物生长，提高微生物活性。土壤脲酶活性与蛋白酶活性与稻草呈显著正相关，稻草影响土壤脲酶与蛋白酶，从而影响土壤氮素转化。土壤酶活性与不同氮素组分的水平紧密相关^［30-31］。蛋白酶参与有机氮的矿化，将蛋白质和肽类物质转化为氨基酸^［32］。本试验结果显示，铵态氮与蛋白酶活性之间存在极显著负相关，说明较高的铵态氮对土壤有机氮矿化具有抑制作用。脲酶活性与硝态氮呈正相关，稻草输入显著提高土壤总硝化速率，是由于稻草中的有机物质激活并增强脲酶活性，为土壤硝化细菌提供底物，促进其生长和代谢活动，从而促进硝化作用^［33-34］。

4 结 论

1）单施Al₂（SO₄）₃能够增加土壤中的铵态氮和硝态氮质量分数，提升平均净矿化速率和硝化速率，并随着施用量的增加而上升。随着培养时间的延长，矿化作用和硝化作用逐渐减弱。

2）Al₂（SO₄）₃联合稻草施用降低土壤NH₄⁺-N、NO₃^--N质量分数，抑制土壤矿化作用与硝化作用。施入尿素后平均净矿化速率与硝化速率分别增长17.34、3.61倍，但与不施加尿素处理一致，呈抑制作用，且作用大于施氮前。因此，施肥更能有效地激活改良剂联合有机物料对土壤氮素养分状况的改良，提高土壤氮素有效性，对保护环境具有重要意义。

3）土壤酶活性与Al₂（SO₄）₃、稻草及Al₂（SO₄）₃联合稻草有显著的交互作用，共同驱动土壤中复杂的生化过程。综合而言，A_0.2S₁处理的氮素利用效果较好，Al₂（SO₄）₃添加量为0.2%，稻草添加量为1%。

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基金资助

国家重点研发计划项目(2024YFD1501005)