咸水灌溉棉田休耕期土壤胞外酶活性和微生物多樣性研究

梁悅萍，李科江，張俊鵬，王廣帥，高 陽(yáng)，孫景生，段愛旺*

（1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)田灌溉研究所／農(nóng)業(yè)部作物需水與調(diào)控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，河南 新鄉(xiāng)453002；2.河北省農(nóng)林科學(xué)院旱作農(nóng)業(yè)研究所，河北 衡水 053000；3.山東農(nóng)業(yè)大學(xué)水利土木工程學(xué)院，山東 泰安 271000；4.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院研究生院，北京 100081）

土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)的核心[1]。微生物是土壤生物化學(xué)過(guò)程的重要參與者[2－3]，其通過(guò)降解土壤中動(dòng)物殘?bào)w、植物凋落物以及自身呼吸作用，直接影響土壤關(guān)鍵化學(xué)元素循環(huán)。微生物群落多樣性是表征土壤質(zhì)量變化的敏感指標(biāo)，對(duì)土壤管理具有重要指示作用[4－5]。另外，由微生物、動(dòng)植物活體分泌及由動(dòng)植物殘?bào)w、遺骸分解釋放于土壤中的土壤胞外酶是一類具有催化能力的生物活性物質(zhì)，其活性反映了土壤生物化學(xué)過(guò)程的方向與強(qiáng)度[6－8]。土壤胞外酶活性強(qiáng)弱直接影響土壤相關(guān)養(yǎng)分元素的可利用性，是土壤健康狀況的“指示器”[9]。農(nóng)田是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，全球耕地面積約占到陸地總面積的37.67%[10]。因此，研究農(nóng)田土壤微生物群落多樣性以及土壤胞外酶活性對(duì)于評(píng)價(jià)農(nóng)田土壤健康狀況、實(shí)現(xiàn)農(nóng)田土壤科學(xué)管理至關(guān)重要。

灌溉是保障農(nóng)田作物獲得高產(chǎn)、穩(wěn)產(chǎn)的重要農(nóng)業(yè)管理措施。我國(guó)75%以上的糧食產(chǎn)自于灌溉農(nóng)田，可以說(shuō)農(nóng)田灌溉是滿足日益增長(zhǎng)的人口口糧需求的基礎(chǔ)保障[11－12]。然而，我國(guó)也是一個(gè)淡水資源短缺的國(guó)家，淡水資源短缺已經(jīng)對(duì)許多地區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)形成嚴(yán)重威脅。在淡水資源短缺不斷加劇的背景下，合理利用地下咸水資源進(jìn)行灌溉已經(jīng)成為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中緩解淡水資源不足的較為經(jīng)濟(jì)、有效的手段[13]。咸水灌溉一方面提供了作物生長(zhǎng)所需要的水分，緩解旱情，適度維持大田作物產(chǎn)量；另一方面其也將多種鹽分帶入土壤，影響土壤滲透性[14]，造成土壤鹽漬化[15]，進(jìn)而影響土壤的理化性質(zhì)，造成土壤微生物活性發(fā)生改變[16－19]。例如：Wichern等[20]研究發(fā)現(xiàn)隨著土壤鹽分含量增加，土壤微生物活性指標(biāo)值均下降；然而Wang等[21]卻發(fā)現(xiàn)鹽分處理能夠促進(jìn)土壤微生物量的增加。雖然普遍認(rèn)為鹽分脅迫是抑制微生物活性的主要非生物因素之一，但是部分耐受極端環(huán)境的微生物在鹽脅迫環(huán)境下反而被底物誘導(dǎo)，表現(xiàn)出較高活性[22]，從而使得不同鹽分濃度脅迫下土壤微生物群落多樣性以及活性表現(xiàn)出較高的不確定性。土壤胞外酶在關(guān)鍵化學(xué)元素循環(huán)轉(zhuǎn)化過(guò)程中扮演著不可替代的關(guān)鍵角色，多數(shù)研究認(rèn)為其活性隨土壤鹽分含量升高而降低[23－25]，但王國(guó)棟等[26]卻發(fā)現(xiàn)堿性磷酸酶和多酚氧化酶活性隨土壤含鹽量的增加而升高。因此，不同種類土壤胞外酶對(duì)鹽分含量高低響應(yīng)差異也很大。咸水灌溉引入農(nóng)田土壤大量鹽分，然而不同礦化度灌溉水導(dǎo)致土壤鹽分含量各異，因此，開展不同礦化度灌溉水處理?xiàng)l件下土壤微生物群落多樣性和胞外酶活性的研究對(duì)于準(zhǔn)確評(píng)價(jià)咸水灌溉生態(tài)安全性和土壤健康狀況顯得尤為必要。

河北低平原是我國(guó)淡水資源嚴(yán)重短缺的地區(qū)之一。棉花作為耐鹽抗旱能力較強(qiáng)的作物，在該區(qū)域種植面積非常大。翟紅梅[27]和馮棣等[23]分別對(duì)該區(qū)域咸水灌溉土壤微生物群落特征和胞外酶活性做了比較系統(tǒng)的研究，但是集中于作物生長(zhǎng)季，缺乏關(guān)注休耕期狀況。休耕期土壤生物化學(xué)反應(yīng)并未停止，為作物生長(zhǎng)季儲(chǔ)備大量養(yǎng)分物質(zhì)，對(duì)于農(nóng)田地力恢復(fù)十分重要。因此，本研究通過(guò)測(cè)定不同礦化度咸水灌溉棉田休耕期土壤微生物群落狀況和胞外酶活性，分析鹽分濃度對(duì)土壤微生物群落特征和胞外酶活性的影響，為區(qū)域咸水灌溉安全性評(píng)價(jià)提供數(shù)據(jù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概括

試驗(yàn)平臺(tái)位于河北省深州市的河北省農(nóng)林科學(xué)院旱作節(jié)水農(nóng)業(yè)試驗(yàn)站（37°44′N，115°47′E）內(nèi)，海拔21 m。該試驗(yàn)站地處河北平原中部，屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，多年平均氣溫12.8℃，無(wú)霜期188 d，日照時(shí)數(shù)2 509.4 h，多年平均蒸發(fā)量1 785.4 mm，降雨量500.3 mm且70%集中于夏季（6—8月）。試驗(yàn)區(qū)土壤質(zhì)地為壤土，地下水埋深大于5 m。土壤1 m土層平均田間持水率為28%，土壤容重為1.44 g·cm－3；土壤表層 0～20 cm 有機(jī)質(zhì)含量為 11.5 g·kg－1，速效氮含量76 mg·kg－1，速效磷含量 15 mg·kg－1，速效鉀含量 112 mg·kg－1[28]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)平臺(tái)灌溉方式為畦灌，依據(jù)灌溉水的礦化度設(shè)置了6個(gè)處理，每個(gè)處理3次重復(fù)，共18個(gè)小區(qū)，每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)面積37.62 m2（5.7 m×6.6 m），采用完全隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)。6個(gè)處理的灌溉水礦化度分別為淡水、2、4、6、8 g·L－1和 10 g·L－1，其中，淡水取自當(dāng)?shù)厣顚拥叵滤?，其他礦化度灌溉水由深層地下水摻兌海鹽配制而成。灌水下限均控制在田間持水率的65%。試驗(yàn)采用棉花－休耕的種植模式，棉花栽培管理參見馮棣等[23]。用于培養(yǎng)與分析的土壤樣品采集于2015年11月9日，處于農(nóng)田休耕期。按照“Z”字形用直徑2.5 cm土鉆取表層土（0～20 cm），共10個(gè)點(diǎn)，混勻后以四分法取樣。由于采樣時(shí)氣溫較低，故采集的土壤樣品在田間過(guò)2 mm網(wǎng)篩，手工去除可見的植物根系和有機(jī)質(zhì)殘余，運(yùn)送至實(shí)驗(yàn)室，放置在4℃冰箱以備測(cè)定使用。

1.3 主要測(cè)定指標(biāo)與方法

1.3.1 土壤微生物群落多樣性

采用含有31種碳源的Biolog ECO微平板分析微生物群落特征。首先，將待測(cè)土壤樣品在25℃培養(yǎng)箱培養(yǎng)活化1周；配制0.85%的氯化鈉溶液并在121℃高溫滅菌鍋中滅菌30 min；稱取1 g土壤樣品置于150 mL三角瓶中，加入99 mL 0.85%的氯化鈉溶液，將三角瓶以200 r·min－1的速度振蕩30 min。待前一過(guò)程制備的土壤溶液靜置20 min后，無(wú)菌條件下，吸取1 mL土壤懸濁液加入9 mL 0.85%的氯化鈉溶液，繼續(xù)吸取上述稀釋10倍的土壤懸濁液1 mL，加入9 mL 0.85%的氯化鈉溶液使土壤溶液稀釋100倍，測(cè)定其OD590值，在0.13±0.02范圍內(nèi)（若大于0.13±0.02，則繼續(xù)稀釋10倍，使其稀釋倍數(shù)為1000倍）。最后，將稀釋土壤溶液搖勻，無(wú)菌條件下使用電動(dòng)排槍吸取上清液150 μL加入Biolog ECO微平板，讀板。前3 d每隔12 h讀一次板，4 d后每隔24 h讀一次板。本試驗(yàn)采用BIOLOG公司的EL808微孔板讀數(shù)儀在590 nm波長(zhǎng)下對(duì)ECO板進(jìn)行數(shù)據(jù)讀取，讀板時(shí)間分別為 12、24、36、48、72、96、120、144、168 h 和192 h。平均顏色變化率是反映土壤微生物代謝活性，即利用單一碳源能力的指標(biāo)，相關(guān)計(jì)算公式參見鄒春嬌等[29]。

1.3.2 土壤胞外酶活性

稱取新鮮土壤樣品2.00 g，將土樣裝入120 mL振蕩瓶并加入100 mL Tris堿性緩沖溶液，以200 r·min－1的速度振蕩30 min，之后靜止30 min，用8通道排槍取100 μL土壤溶液加入96孔板，并加待測(cè)土壤胞外酶所對(duì)應(yīng)的熒光標(biāo)記底物100 μL，放入25℃培養(yǎng)箱黑暗培養(yǎng)3 h；將96孔板從培養(yǎng)箱取出，加50 μL的0.5 mol·L－1的NaOH溶液終止反應(yīng)。利用酶標(biāo)儀（帝肯，Infinite－200Pro，瑞士）在激發(fā)波長(zhǎng) 365 nm 和發(fā)射波長(zhǎng)450 nm下讀數(shù)，部分試驗(yàn)步驟參見Jing等[30]。土壤胞外酶活性以nmol·g－1·h－1（DW）來(lái)表示，性質(zhì)見表1。

表1 本試驗(yàn)涉及土壤胞外酶性質(zhì)Table 1 Fluorescent substrates of soil extracellular enzymes used in this experiment

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 22.0軟件進(jìn)行方差分析（ANOVA）和多重比較（LSD），α=0.05；利用 Data Reduction工具對(duì)96 h的平均吸光度（AWCD）值進(jìn)行主成分分析。采用SigmaPlot 12.5軟件進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 咸水灌溉對(duì)土壤胞外酶活性的影響

由圖1 a可以看出，不同礦化度咸水灌溉對(duì)土壤α葡萄糖苷酶活性存在顯著影響。與淡水灌溉處理相比，高礦化度（6 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理能夠顯著降低α葡萄糖苷酶的活性，但低礦化度（2 g·L－1和4 g·L－1）和高礦化度（8 g·L－1）灌溉水處理僅有降低 α葡萄糖苷酶活性的趨勢(shì)，統(tǒng)計(jì)學(xué)上不顯著。不同礦化度咸水灌溉處理之間也存在顯著差異，其中在2、4 g·L－1和 8 g·L－1處理下，土壤 α 葡萄糖苷酶活性顯著高于 10 g·L－1處理，同時(shí)，4 g·L－1處理也顯著高于 6 g·L－1處理。通過(guò)圖1b、圖1c可以發(fā)現(xiàn)不同礦化度灌溉水處理并沒有對(duì)土壤β葡萄糖苷酶活性和乙酰氨基葡萄糖苷酶活性產(chǎn)生顯著影響（P＞0.05）。通過(guò)圖1d可以看出，纖維素二糖酶對(duì)咸水灌溉響應(yīng)強(qiáng)烈，且纖維素二糖酶活性隨著灌溉水礦化度升高而顯著降低。與淡水灌溉處理相比，高礦化度（6、8 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理顯著降低了土壤纖維素二糖酶活性，降幅分別達(dá)到了53.25%、56.50%和81.03%；而低礦化度（2 g·L－1和 4 g·L－1）灌溉水處理?xiàng)l件下僅有降低的趨勢(shì)，統(tǒng)計(jì)學(xué)上不顯著；對(duì)不同礦化度咸水灌溉處理之間比較后發(fā)現(xiàn)，土壤纖維素二糖酶活性在2 g·L－1處理下顯著高于高礦化度（6、8 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理，而4 g·L－1灌溉水處理則顯著高于高礦化度（8 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理。由圖 1e 可以看出，隨著灌溉水礦化度的升高，土壤磷酸酶的活性逐步減弱。與淡水灌溉處理相比，灌溉水礦化度增加均能顯著降低土壤磷酸酶的活性；并且不同礦化度灌溉水處理之間同樣存在顯著性差異，其中2 g·L－1灌溉水處理顯著高于高礦化度（6、8 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理，4 g·L－1灌溉水處理則顯著高于高礦化度（8 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理，而 6 g·L－1灌溉水處理僅高于 10 g·L－1灌溉水處理下的土壤磷酸酶活性，8 g·L－1處理和10 g·L－1處理之間無(wú)顯著差異。由圖1f可以看出，β木糖苷酶活性顯著受到灌溉水礦化度的影響。與淡水灌溉處理相比，雖然灌溉水礦化度增加能夠降低土壤β木糖苷酶活性，但僅有高礦化度（8 g·L－1和10 g·L－1）灌溉水處理達(dá)到了顯著水平，隨著灌溉水礦化度增加，咸水灌溉處理之間土壤β木糖苷酶活性差異逐漸顯著。

圖1 不同礦化度灌溉水處理對(duì)土壤胞外酶活性的影響Figure 1 Effects of saline water irrigation on soil enzyme activity

2.2 咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落的影響

2.2.1 平均顏色變化率

平均吸光度（AWCD）隨時(shí)間的變化可以用來(lái)表征土壤微生物對(duì)碳源利用水平的高低，能夠直觀地體現(xiàn)土壤微生物群落對(duì)不同碳源的響應(yīng)速度和最終達(dá)到的程度。不同礦化度咸水灌溉處理下AWCD隨培養(yǎng)時(shí)間的動(dòng)態(tài)變化曲線如圖2所示?？梢钥闯鯝WCD在培養(yǎng)初期（12 h）均較低，但隨著時(shí)間的推移，低礦化度（淡水、2 g·L－1和 4 g·L－1）灌溉水處理 AWCD 隨著時(shí)間的推移逐步增大，到136 h后微生物活性趨于平穩(wěn)；但是高礦化度（6、8 g·L－1和 10 g·L－1）灌溉水處理下，AWCD隨著時(shí)間的推移無(wú)明顯變化趨勢(shì)。與淡水灌溉處理相比，2 g·L－1處理顯著增加了AWCD值，增幅近80%。而其他礦化度灌溉水處理均顯著降低土壤微生物AWCD值，并且減弱作用隨灌溉水礦化度的增加而加強(qiáng)。

圖2 不同咸水灌溉處理下土壤微生物平均吸光度（AWCD）變化特征Figure 2 Average well color development（AWCD）of Biolog ECO plates under different saline water irrigation treatments

2.2.2 群落多樣性分析

根據(jù)Biolog ECO培養(yǎng)板所有微孔光密度數(shù)據(jù)，參考相關(guān)計(jì)算公式對(duì)不同礦化度咸水灌溉條件下的土壤微生物多樣性進(jìn)行計(jì)算，結(jié)果見表2。從表2可以看出，在不同咸水灌溉處理下，4種土壤微生物多樣性指數(shù)均存在顯著差異。在8 g·L－1處理下Shannon－wiener指數(shù)（H′）值顯著高于低礦化度咸水灌溉（2 g·L－1和 4 g·L－1）處理和淡水灌溉處理；其總體上呈現(xiàn)從淡水處理到咸水灌溉處理先降低再增高而后又降低的趨勢(shì)。2 g·L－1處理的 Mcintosh指數(shù)（U）值顯著高于其他處理，其次是淡水處理高于高礦化度（6、8 g·L－1和 10 g·L－1）處理，總體上呈現(xiàn)從淡水處理到咸水灌溉處理先增高后下降的趨勢(shì)。對(duì)于Simpson指數(shù)（D），最大值出現(xiàn)在 8 g·L－1處理，其次是 10 g·L－1處理，淡水灌溉與各個(gè)咸水灌溉處理均無(wú)顯著性差異，但是咸水灌溉處理之間的D值存在顯著差異。從淡水到咸水灌溉處理來(lái)看，總體呈現(xiàn)先下降后增高而后又下降的趨勢(shì)。2 g·L－1處理下豐富度指數(shù)最高，其次是淡水灌溉處理，隨著灌溉水的礦化度增加豐富度指數(shù)急劇下降。

2.2.3 碳源利用性特點(diǎn)分析

為研究不同礦化度咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落碳源利用影響的特點(diǎn)，選擇96 h作為取樣分析點(diǎn)進(jìn)行主成分分析。分別提取兩個(gè)主成分，第一主成分（PC1）和第二主成分（PC2）。樣方間距離的長(zhǎng)短表征處理之間的相似程度，距離越接近表示相似度越高。圖3是不同礦化度咸水灌溉處理?xiàng)l件下土壤微生物群落多樣性主成分分析結(jié)果?？梢钥闯?，2 g·L－1處理分布在第一象限，與其他咸水灌溉（4、6、8 g·L－1和 10 g·L－1）處理分布在第四象限的土壤微生物群落多樣性存在顯著區(qū)別；淡水處理分布在第三象限，也和2 g·L－1處理之間存在明顯差異。相比淡灌溉處理，咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落產(chǎn)生的影響存在差異，并且不同礦化度處理之間也存在顯著差異。

表2 不同礦化度咸水灌溉模式下微生物群落多樣性指數(shù)Table 2 Microorganism diversity under different saline water irrigation treatments

圖3 不同鹽分梯度咸水灌溉下土壤微生物群落多樣性主成分分析Figure 3 Principal analysis of the function diversity of saline－irrigated soil

按照底物碳源化學(xué)基團(tuán)的性質(zhì)，Biolog Eco板上的31種碳源劃分為6大類：糖類、氨基酸類、胺類、羧酸類、酯類以及醇類。將不同礦化度咸水灌溉處理下的6種碳源分別計(jì)算AWCD值見圖4。就醇類來(lái)講，低礦化度咸水灌溉（2 g·L－1和 4 g·L－1）能夠顯著促進(jìn)微生物對(duì)醇類的利用，并且利用率隨時(shí)間的推移而增大，到120 h時(shí)處于穩(wěn)定狀態(tài)，其中2 g·L－1處理下的AWCD值也顯著高于4 g·L－1處理。淡水處理的醇類底物利用能力顯著低于低礦化度咸水灌溉（2 g·L－1和4 g·L－1）處理，但卻顯著高于高礦化度咸水灌溉（6、8 g·L－1和 10 g·L－1）處理，6 g·L－1處理下的 AWCD 值高于 10 g·L－1處理（圖 4a）。就酯類來(lái)講，2 g·L－1處理下AWCD值最高，并且也具有隨時(shí)間延續(xù)而增大的趨勢(shì)，到144 h后趨于穩(wěn)定，其次是淡水下的AWCD值，該值顯著低于2 g·L－1處理，但顯著高于其他礦化度處理（4、6、8 g·L－1和 10 g·L－1）。對(duì)于糖類來(lái)講，咸水灌溉隨著礦化度的增加，有先促進(jìn)后減弱微生物對(duì)糖類碳源利用的趨勢(shì)。其中，相對(duì)于淡水處理，2 g·L－1處理能夠顯著促進(jìn)土壤微生物對(duì)糖類碳源的利用（圖4c），而其余礦化度咸水灌溉均顯著減弱了土壤微生物對(duì)糖類碳源的利用。對(duì)于羧酸類來(lái)講，2 g·L－1處理下的微生物AWCD依然最高，且隨時(shí)間的推移而增大，到達(dá)72 h時(shí)保持穩(wěn)定。通過(guò)統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)，除2 g·L－1的微生物AWCD最高外，淡水處理下土壤微生物AWCD依然高于4 g·L－1處理和高礦化度咸水灌溉處理（6、8 g·L－1和 10 g·L－1），并且 4 g·L－1處理下的AWCD也高于高礦化度咸水灌溉處理。對(duì)于氨基酸類來(lái)講，淡水灌溉和2 g·L－1咸水灌溉處理下土壤微生物AWCD值最高且之間無(wú)差異，其余咸水灌溉處理顯著低于兩者，但是6 g·L－1處理下土壤微生物AWCD最低。對(duì)于胺類來(lái)講，2 g·L－1和 6 g·L－1處理下土壤微生物AWCD值明顯高于其他處理，并且2 g·L－1處理顯著高于6 g·L－1處理下的土壤微生物AWCD值，其余處理AWCD值均較小，僅有淡水處理下的AWCD超過(guò)了0.05。不同鹽分梯度咸水灌溉條件下，土壤微生物對(duì)6種碳源的利用由強(qiáng)到弱依次為醇類＞氨基酸類＞羧酸類＞糖類＞胺類＞酯類。

3 討論

3.1 咸水灌溉對(duì)土壤胞外酶活性的影響

土壤鹽漬化是影響土壤胞外酶活性的主要因素之一。本研究結(jié)果表明多種土壤胞外酶活性隨著咸水灌溉礦化度的增加而減弱，這可能是由于咸水灌溉將大量鹽分引入土壤，抑制了土壤微生物活性，減少了微生物數(shù)量，從而致使活體微生物分泌酶的數(shù)量減少。長(zhǎng)期咸水灌溉對(duì)土壤微環(huán)境產(chǎn)生的負(fù)面影響不容忽視，應(yīng)是將來(lái)水資源短缺加劇狀況下咸水資源開發(fā)利用環(huán)境評(píng)價(jià)的重要內(nèi)容。雖然咸水灌溉對(duì)多種土壤胞外酶都有抑制作用，但是抑制程度隨胞外酶種類的變化有很大差異。咸水灌溉礦化度對(duì)土壤纖維素二糖酶活性、磷酸酶活性以及β木糖苷酶活性的抑制作用較強(qiáng)，而對(duì)α葡萄糖苷酶活性和β葡萄糖苷酶活性的抑制作用相對(duì)較弱。另外，本研究還發(fā)現(xiàn)咸水灌溉對(duì)乙酰氨基葡萄糖苷酶活性有促進(jìn)作用。這可能是由于產(chǎn)生不同胞外酶所對(duì)應(yīng)的微生物種類不同，而這些微生物對(duì)土壤鹽分的耐受性也不同。土壤理化性質(zhì)是土壤微生物活性的直接影響因素，咸水灌溉也可通過(guò)改變土壤理化性質(zhì)而間接地影響微生物活性，乃至胞外酶活性。例如：Min等[33]發(fā)現(xiàn)微咸水和咸水灌溉處理下土壤脲酶活性顯著高于淡水處理，就是因?yàn)槲⑾趟拖趟喔蕊@著改變了土壤理化性質(zhì)，從而導(dǎo)致脲酶活性增加。Zahran[34]指出耐鹽型細(xì)菌所產(chǎn)生的土壤酶活性高于不耐鹽型細(xì)菌所產(chǎn)生的相應(yīng)土壤酶的活性，這表明胞外酶活性強(qiáng)弱和相應(yīng)微生物的耐鹽性有關(guān)。休耕期土壤胞外酶活性與生長(zhǎng)季測(cè)定數(shù)據(jù)（未列出）相比，沒有顯著性差異。馮棣等[23]在該區(qū)域相關(guān)研究也發(fā)現(xiàn)了類似的結(jié)果。這說(shuō)明休耕期土壤胞外酶仍然處于高度活化狀態(tài)，對(duì)土壤關(guān)鍵養(yǎng)分元素的周轉(zhuǎn)并沒有停止，休耕期對(duì)農(nóng)田土壤儲(chǔ)能、休養(yǎng)生息非常關(guān)鍵。咸水灌溉引入土壤大量鹽分離子，對(duì)土壤微生物細(xì)胞生理和代謝過(guò)程產(chǎn)生脅迫[19]，影響了微生物活性[35]和微生物數(shù)量[36]，也可能改變土壤理化性質(zhì)[37]，從而直接或間接地改變土壤胞外酶活性，其中有些酶對(duì)土壤鹽分含量不敏感，但是土壤α葡萄糖苷酶、纖維素二糖酶、磷酸酶和β木糖苷酶對(duì)灌溉水礦化度反應(yīng)相對(duì)敏感，亦可作為咸水灌溉棉田土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)的靈敏指標(biāo)。

圖4 咸水灌溉土壤對(duì)不同碳源的利用Figure 4 Utilization of carbon sources by soil microorganisms under different saline water irrigation treatments

3.2 咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落的影響

較低水平鹽分咸水灌溉對(duì)微生物活性有促進(jìn)作用，而較高水平的鹽分則顯著抑制土壤微生物的活性[38]。本研究發(fā)現(xiàn)土壤微生物代謝水平（AWCD值）在礦化度較低的灌溉處理下較高，而隨著灌溉水礦化度的增加而下降。與本研究同一站點(diǎn)的研究也發(fā)現(xiàn)相似結(jié)果，相比對(duì)照處理，2.5 dS·m-1礦化度灌溉水處理并沒有降低土壤細(xì)菌豐度，而隨著灌溉水礦化度升高，土壤細(xì)菌數(shù)量顯著降低，10 dS·m-1礦化度灌溉水處理相比對(duì)照下降高達(dá)50.2%[27]。這主要是因?yàn)檩^低礦化度咸水灌溉能夠促進(jìn)土壤微生物產(chǎn)生應(yīng)激反應(yīng)，刺激微生物數(shù)量的增加和活性的加強(qiáng)。另外，有關(guān)咸水灌溉棉田土壤微生物群落特征的研究卻發(fā)現(xiàn)，土壤微生物群落AWCD值、土壤微生物群落多樣性Shannon指數(shù)和豐富度指數(shù)均隨鹽濃度的升高而逐漸降低[39]，而本研究結(jié)果卻發(fā)現(xiàn)棉田土壤微生物群落多樣性Shannon指數(shù)和豐富度指數(shù)隨鹽濃度的升高有先增高后降低的趨勢(shì)，可能是由兩個(gè)實(shí)驗(yàn)土壤性質(zhì)差別較大所致。這也說(shuō)明低礦化度咸水灌溉或微咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落多樣性影響存在較大不確定性。今后，應(yīng)該加強(qiáng)微咸水灌溉對(duì)土壤理化性質(zhì)以及微生物環(huán)境的影響方面的研究。翟紅梅[27]在與本研究同一站點(diǎn)開展的冬小麥咸水灌溉試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)期咸水灌溉對(duì)土壤細(xì)菌多樣性影響結(jié)果與本研究結(jié)果類似，這可能是由于小尺度環(huán)境下土壤微生物群落組成較為相近。本研究發(fā)現(xiàn)較高礦化度咸水灌溉顯著降低了土壤微生物群落組成，但低礦化度咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落組成的影響隨地域等因素變化而不同。

4 結(jié)論

（1）不同礦化度咸水灌溉顯著改變了土壤胞外酶活性。土壤鹽分含量狀況對(duì)土壤胞外酶活性有促進(jìn)或抑制作用，說(shuō)明咸水灌溉對(duì)土壤健康狀況的影響較為復(fù)雜。休耕期土壤胞外酶活性仍然保持較高水平，農(nóng)田實(shí)行冬季休耕，仍能保持較高的養(yǎng)分元素轉(zhuǎn)化效率，促進(jìn)土壤養(yǎng)分元素積累，對(duì)于提升土壤質(zhì)量十分有利。

（2）不同礦化度咸水灌溉對(duì)土壤微生物群落多樣性影響不同。低礦化度灌溉水可以促進(jìn)土壤微生物產(chǎn)生應(yīng)激效應(yīng)，促使微生物快速生長(zhǎng)并加快土壤營(yíng)養(yǎng)元素轉(zhuǎn)化速率；而高礦化度灌溉水則會(huì)抑制土壤微生物生長(zhǎng)和養(yǎng)分元素轉(zhuǎn)化。水分短缺背景下，適當(dāng)實(shí)施微咸水灌溉可能會(huì)提高棉田土壤微生物活性和養(yǎng)分元素轉(zhuǎn)化速率。

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