周 慧，史海濱，張文聰，王維剛，蘇永德，閆 妍

有機無機肥配施對鹽漬化土壤微生物量和呼吸的影響

周 慧，史海濱※，張文聰，王維剛，蘇永德，閆 妍

（1. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學水利與土木建筑工程學院，呼和浩特 010018；2. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學旱區(qū)農(nóng)業(yè)節(jié)水與水土環(huán)境研究所，呼和浩特 010018）

微生物可以通過攝入能量合成有機滲透壓物質(zhì)來實現(xiàn)對鹽度的適應，然而，不同程度鹽漬土微生物對能量的需求可能會發(fā)生改變。因此，該研究于2018－2019年開展田間定位試驗，選取河套灌區(qū)輕度鹽漬土S1（電導率為0.46 dS/m）及中度鹽漬土S2（電導率為1.07 dS/m）為研究對象，設置了6個處理，包括不施氮（CK），單施無機氮（U1）以及分別用有機氮（U3O1、U1O1、U1O3和O1）替代25%、50%、75%和100%的無機氮，監(jiān)測了土壤微生物量碳氮及土壤呼吸在第二個生長季的動態(tài)狀況。結果表明：土壤鹽漬化程度增加會導致土壤微生物量及微生物活性下降，S1土壤較S2土壤微生物量碳高12.01%～68.81%，土壤微生物量氮高14.31%～58.58%，土壤呼吸速率高11.75%～54.71%。不同鹽分條件下，適當?shù)挠袡C肥施入比例可以顯著提高土壤微生物量及微生物活性，S1和S2鹽漬土分別以U1O1及O1處理較優(yōu)。相關性分析表明，土壤呼吸速率與土壤微生物量碳氮呈極顯著正相關（＜0.01），土壤溫度、土壤礦質(zhì)氮與土壤微生物量碳氮、土壤呼吸速率呈顯著正相關（＜0.05）。從玉米產(chǎn)量及改善土壤微生物生存環(huán)境角度，得到該地區(qū)適宜的施肥模式為，輕度鹽漬土：有機氮替代50%無機氮；中度鹽漬土：有機氮替代100%無機氮。

碳；氮；土壤；鹽漬化；有機無機肥配施；微生物量；呼吸

0 引 言

土壤鹽漬化是限制干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)發(fā)展的主要問題[1]。耕地次生鹽堿化的發(fā)生將對全球農(nóng)業(yè)生產(chǎn)產(chǎn)生嚴重威脅，預計在未來25年內(nèi)造成30%的土地損失，而在21世紀中葉這一數(shù)據(jù)將達到50%左右[2]。統(tǒng)計數(shù)據(jù)表明，目前全球約有8.31×108～9.32×108hm2土地受鹽分影響[1]，高土壤鹽分濃度通過滲透脅迫、營養(yǎng)失衡、氧化損傷和離子毒性等[3]對植物產(chǎn)生負面影響，造成農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資源萎縮[4]。鹽分不僅會直接影響植物生長發(fā)育，還會影響與之相互作用的土壤微生物[5]。鹽漬土中植物覆蓋量較少導致輸入土壤的有機質(zhì)不足，從而降低了土壤微生物量[6]。此外，高土壤鹽分濃度會降低土壤呼吸速率[7-8]，并殺死對鹽分敏感的微生物[9]。鹽分脅迫降低了微生物活性及生物量，從而抑制土壤養(yǎng)分轉化，導致土壤生產(chǎn)力下降[5,10]。因此，改善鹽漬化土壤微生物生存環(huán)境對于農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展至關重要。

微生物主要通過積累滲透壓物質(zhì)來適應鹽漬土中的低滲透勢，而有機滲透壓物質(zhì)的合成需要大量的能量[11]。近年來，有機農(nóng)業(yè)被認為是可持續(xù)農(nóng)業(yè)文化的典范[12]，有機添加物可作為微生物容易獲取的能源，以抵消土壤鹽分的負面影響。有機肥可以通過改變土壤理化性質(zhì)從而降低鹽分產(chǎn)生的負面影響[13]。此外，有機肥料的施用不僅向土壤中接種了大量的外源微生物直接影響土壤微生物[14]，且為微生物生長提供碳源和能源，其養(yǎng)分的緩慢釋放還可為微生物提供更穩(wěn)定的棲息環(huán)境[15]。同時，有機化合物解吸可以增加底物的有效性，從而增加土壤呼吸[16]?？梢钥闯觯┤胗袡C肥是改善鹽漬化土壤微環(huán)境的一項有效措施。

內(nèi)蒙古河套灌區(qū)是重要的糧食產(chǎn)區(qū)，鹽漬化土地已超過當?shù)毓喔让娣e的50%以上[17]。此外，灌區(qū)生產(chǎn)實踐過程中化肥用量已超過60萬t/a，單位面積的施用量遠高于世界平均水平[18]。一方面，施用化肥對土壤生態(tài)功能和理化特性造成不利影響[19-20]。另一方面，過量施用化肥可能加重土壤鹽漬化程度[21]。因此，合理將化肥與有機肥料結合施用是創(chuàng)造集約型可持續(xù)發(fā)展農(nóng)業(yè)的有效施肥模式。當前關于有機無機肥配施對于土壤微生物的研究大多集中于非鹽漬化土壤或單一程度的鹽漬化土壤中[7,9,22]。然而，土壤微生物隨著鹽分梯度改變會產(chǎn)生明顯變化[23]，有機氮投入比例對于不同程度鹽漬化土壤微生物生物量及微生物活性的影響尚不清楚，因此，亟需量化不同鹽漬化程度土壤微生物對有機肥的響應程度。本文針對不同鹽分水平土壤，探討了不同有機無機氮肥配施比例對河套灌區(qū)輕、中度鹽漬化土壤微生物活性及微生物生物量的影響。本研究的目的是：1）確定有機氮投入比例對不同程度鹽漬化土壤微生物生物量碳（MBC）、氮（MBN）和微生物活性（呼吸）的影響；2）探討有機無機肥配施對鹽漬化土壤微生物量及微生物活性的影響機理。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

本試驗于內(nèi)蒙古河套灌區(qū)解放閘灌域沙壕渠試驗站（40°54′40″N, 107°9′57″E）進行，該地區(qū)為典型干旱地區(qū)，多年平均氣溫為7.7 ℃，降雨量為143 mm，蒸發(fā)量2 100 mm。大于10 ℃的年積溫為3 551 ℃，年平均日照時數(shù)3 200 h，年凍融期大約180 d。全年太陽總輻射約為6 000 MJ/m2。2019年生育期有效降雨量為52.2 mm，灌溉總量為225 mm（分別于玉米拔節(jié)期、大喇叭口期和抽雄期灌水75 mm）。土壤為硫酸鹽-氯化物型鹽土，0～20 cm和40～60 cm土層為粉壤土，>20～40 cm土層為粉質(zhì)黏壤土，>60～100 cm為砂壤土。試驗區(qū)輕、中度鹽漬土初始土壤性質(zhì)如下：有機質(zhì)14.04、13.04 g/kg，全氮1.43、1.07g/kg，堿解氮54.68、46.54 mg/kg，速效磷37.78、23.58 mg/kg，速效鉀199.67、176.33 mg/kg，pH值分別為8.2、8.4。

1.2 試驗設計

本試驗開展于2018—2019年，種植作物為玉米（內(nèi)單314），大小行種植，大行距70 cm，小行距40 cm，株距27.7 cm。播種日期為4月末，收獲日期為9月中旬。參考當?shù)貎?yōu)化畦灌灌水定額750 m3/hm2作為灌水量，優(yōu)化施氮量240 kg/hm2為施氮總量，在S1（輕度鹽漬土，播前電導率：0.46 dS/m）、S2（中度鹽漬土，播前電導率：1.07 dS/m）鹽漬化農(nóng)田分別設置6個處理，各重復3次，包括不施氮（CK）、單施無機氮（U1）以及用有機氮分別替代25%、50%、75%和100%的無機氮（U3O1、U1O1、U1O3和O1）。小區(qū)規(guī)格為6 m×5 m。各小區(qū)間設有隔離帶以防止相互水氮影響。選取尿素（含氮46%）及商品有機肥（由玉米秸稈制造而成，含N 10%，有機質(zhì)≥45%）進行氮素配施試驗。有機肥和磷肥（過磷酸鈣50 kg/hm2）作為基肥一次性施用（均勻撒施后旋耕20 cm），尿素按1:1比例于玉米播前和拔節(jié)期灌水時施入。

1.3 樣品采集與測定方法

1.3.1 土壤呼吸及溫度測定

2019年在各小區(qū)內(nèi)放置2根PVC管（直徑20 cm），分別置于株間（用于測定土壤全呼吸速率，高10 cm，嵌入土壤5 cm）和裸地（用于測定土壤異養(yǎng)呼吸速率）。裸地布置前清理其中可見根系，PVC管高50 cm，嵌入土壤45 cm，在管壁四周處鉆孔（從管口5 cm處向下鉆孔），試驗期間保證管內(nèi)無活體植物。使用Li-8100土壤碳通量自動測量系統(tǒng)（Li-Cor，Inc，NE，USA）測定土壤全呼吸速率（R,mol/(m2?s)）和土壤異養(yǎng)呼吸速率（R,mol/(m2?s)），土壤全呼吸速率與土壤異養(yǎng)呼吸速率的差值為土壤自養(yǎng)呼吸速率（R,mol/(m2?s)）。由于有機肥肥效較慢，故于連續(xù)施肥的第二年（2019年）春玉米苗期（5月21日）、拔節(jié)期（6月20日）、抽雄期（7月11日）、灌漿期（8月5日）及成熟期（9月5日）各觀測1次，每次測量在10:00－14:00之間完成。土壤溫度由Li-8100碳通量自動測量系統(tǒng)自帶的土壤溫度探針測定（10 cm）。

1.3.2土壤微生物量碳氮、礦質(zhì)氮、含水率、電導率及pH測定

2019年，每次進行土壤呼吸測定的當天利用5點法進行土壤采樣（0～20 cm），過2 mm篩，一部分在4 ℃下保存，測定土壤微生物量[24]，另一部分用于測定土壤理化性質(zhì)。土壤含水率采用烘干法測定，土壤礦質(zhì)氮用氯化鈣浸提法[25]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

10值計算方法為[26]

10=e10b（1）

式中10值是土壤溫度敏感性系數(shù)，是土壤呼吸與溫度單因素指數(shù)曲線模型R=e中的溫度反應常數(shù)（為溫度0 ℃時的R，為土壤溫度， ℃）。將2019年5月—2019年9月R及相對應的值進行指數(shù)分布曲線回歸，將所得的值代入式（1）中計算10值[26]。

微生物量C、N，微生物代謝熵計算方法為[24]

同一采樣時間不同有機無機肥配施對土壤各指標的影響采用單因素方差分析（one-way ANOVA），土壤微生物指標與各環(huán)境因子的關系采用Pearson相關分析以及線性、非線性回歸分析。利用Origin 2018軟件作圖。

2 結果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)的變化

從表1可以看出，有機無機肥配施對土壤溫濕度、土壤EC及pH大多沒有顯著影響。在整個生育期，土壤溫度呈先升高后降低的趨勢，在苗期最低，在拔節(jié)期最高；由于試驗區(qū)周邊在4月底和5月中旬進行了2次灌水，在整個苗期地下水位（0.52～0.83 m）較高，在地下水補給作用下使得此時期土壤含水率較高，而隨著生育期推進，地下水位逐漸降低，地下水對土壤水補給量減少，再加氣溫升高導致騰發(fā)量增加，因而土壤含水率隨著生育期推進呈逐漸降低趨勢。土壤EC則在蒸發(fā)作用下隨時間推移呈逐漸增加的態(tài)勢（除拔節(jié)期灌水后降低外），而土壤pH則在時間上沒有明顯變化。

有機無機肥配施對輕、中度鹽漬土土壤礦質(zhì)氮含量產(chǎn)生極顯著影響（＜0.01），輕度鹽漬土礦質(zhì)氮含量在玉米生育前期（苗期及拔節(jié)期）以U1處理較大，而在后期則以U1O1處理較高；隨著土壤鹽分增大，無機肥氮素有效性降低，而有機肥的施入為氮素礦化創(chuàng)造了良好的環(huán)境，導致中度鹽漬土基本表現(xiàn)出配施有機肥比例較大的處理土壤礦質(zhì)氮含量較高，其中U1O3和O1處理之間無顯著性差異。

表1 2019年不同施肥處理下土壤溫濕度、電導率、pH及礦質(zhì)氮動態(tài)變化

注：不同小寫字母表示處理間差異顯著（＜0.05），S1為輕度鹽漬土，S2為中度鹽漬土，CK、U1、U3O1、U1O1、U1O3和O1分別為不施氮、單施無機氮以及用有機氮分別替代25%、50%、75%和100%的無機氮處理，下同。

Note: Different lowercase letters indicate statistically significant difference in treatment (<0.05), S1is mild saline soil, S2is moderate saline soil, no fertilization (CK); urea (U1); and 25%, 50%, 75%, and 100% of the urea N substituted by organic fertilizers U3O1, U1O1, U1O3, and O1, respectively, the same below.

2.2 不同程度鹽漬土微生物量碳氮對有機無機肥配施的響應

從表2可以發(fā)現(xiàn)，施氮促進了生長季MBC、MBN的增長，但變化趨勢隨著鹽分水平與有機無機肥配施比例不同而有所差異。在整個生育期內(nèi)，同一處理S1土壤微生物量要明顯高于S2土壤，隨著有機肥施入比例增加兩者之間的差異先增后減，生育期內(nèi)S1土壤平均MBC、MBN分別較S2土壤顯著高出12.01%～68.81%、14.31%～58.58%。

隨著生育期推移，S1、S2土壤MBC、MBN基本呈現(xiàn)出先升后降的趨勢，在拔節(jié)期達到最大值，成熟期出現(xiàn)最低值。在S1土壤，土壤微生物量隨有機肥施入比例增加呈現(xiàn)出先升后降的趨勢，其中以U1O1處理最大，土壤平均MBC、MBN分別比其余施氮處理顯著高出12.41%～49.56%和5.45%～42.99%（土壤MBN與U1O3處理不顯著）；S2土壤則表現(xiàn)出有機肥施入比例越大土壤MBC、MBN越大的趨勢，O1處理土壤平均MBC、MBN分別比其余施氮處理顯著高出11.88%～68.07%和10.14%～48.99%（＜0.05）。

從表2可以看出，隨著生育期推移，土壤微生物碳氮比整體呈增加的態(tài)勢，S1土壤MBC/MBN要顯著高于S2土壤（除CK處理外）。說明在同一鹽漬化土壤中，各施肥處理對于土壤MBC/MBN的改變較為一致。

2.3 不同程度鹽漬土土壤呼吸和微生物代謝熵對有機無機肥配施的響應

從表3可以發(fā)現(xiàn)，土壤鹽分的增加導致土壤呼吸速率顯著下降，生育期S1土壤平均全呼吸速率、自養(yǎng)呼吸速率、異養(yǎng)呼吸速率比S2土壤分別高出11.75%～54.71%、19.68%～51.51%和16.42%～69.24%。

施氮增加了土壤呼吸速率。隨著生育期推移，土壤呼吸速率呈先升后降的趨勢，在抽雄期達到最大值，在成熟期出現(xiàn)最小值。各土壤呼吸指標變化基本一致，在S1土壤，隨著有機肥施入比例增加呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢，其中以U1O1處理最大，土壤平均全呼吸速率、自養(yǎng)呼吸速率和異養(yǎng)呼吸速率較其余施氮處理分別顯著高出11.59%～31.74%、6.30%～34.66%（與U1O3處理不顯著）、13.24%～36.07%（＜0.05）。在S2土壤則隨著有機肥施入比例增加土壤呼吸速率呈逐漸增加的變化趨勢，土壤平均全呼吸、自養(yǎng)呼吸和異養(yǎng)呼吸速率較其余施氮處理分別顯著高出8.07%～45.19%、5.89%～41.49%（與U1O3處理不顯著）、9.55%～47.73%（＜0.05）。

本試驗中CK處理土壤微生物代謝熵最高（表3），這是因為施肥使得微生物可利用的碳源較為充足，提高了土壤碳利用效率而導致。S1、S2土壤配施有機肥均可以降低土壤微生物代謝熵，說明施有機肥能緩解環(huán)境脅迫對微生物的影響，使微生物更有效地利用有機碳轉化為生物量碳。

表2 土壤微生物量碳氮對施氮的響應

表3 土壤呼吸和微生物代謝熵對施氮的響應

2.4 土壤呼吸和代謝與土壤理化性質(zhì)的關系分析

Person相關性分析表明（表4），S1、S2土壤溫度與呼吸均呈顯著正相關；土壤含水率與MBN呈極顯著正相關，而與MBC/MBN呈極顯著負相關；土壤礦質(zhì)氮含量與土壤呼吸、MBC、MBN呈極顯著正相關；土壤pH與MBC/MBN呈極顯著正相關；土壤EC與土壤呼吸、MBC和MBN呈顯著負相關，而與MBC/MBN呈極顯著正相關；土壤呼吸與MBC和MBN呈極顯著正相關。此外，S2土壤pH與土壤微生物量氮呈極顯著負相關。

表4 S1、S2土壤呼吸和代謝與土壤理化性質(zhì)的相關分析

注：樣本數(shù)90，*，<0.05；**，<0.01。

Note: Sample size is 90,*,<0.05;**,<0.01.

進一步地，對于S1、S2土壤，各處理土壤呼吸與土壤溫度之間存在顯著的指數(shù)回歸關系（表5），決定系數(shù)2在0.273～0.602之間。S1土壤10值在1.17～1.31之間，S2土壤10值在1.11～1.29之間，10值較小且各處理之間差異并不顯著。通過二次函數(shù)擬合方程發(fā)現(xiàn)，S1、S2各處理土壤呼吸速率與土壤含水率關系不顯著（>0.05），故本文土壤呼吸與含水率不符合二次函數(shù)關系（表6）。

表5 土壤呼吸速率與土壤溫度關系

注：樣本數(shù)15，為土壤溫度，℃。

Note: Sample size is 15,is soil temperature, ℃.

表6 土壤呼吸速率與土壤含水率關系

注：樣本數(shù)15，1為土壤含水率，%。

Note: Sample size is 15,1is Soil moisture, %.

通過回歸分析得到了土壤微生物量、各土壤呼吸指標在有機肥施入比例與土壤鹽分交互作用下的二元二次非線性回歸模型（表7），通過顯著性分析得知，各回歸方程顯著水平均小于0.05，獲得了較好的擬合度。

分析回歸方程各系數(shù)可知，在本研究條件下（施氮總量240 kg/hm2，土壤EC在0.59～1.56 dS/m之間），適當增加土壤鹽分及有機肥施入比例可以提高土壤微生物量，并促進土壤呼吸，而過高的土壤鹽分則會減少土壤微生物量，抑制土壤呼吸?？梢钥闯?，在不同鹽分水平下，適宜的有機無機肥配施比例才能最大程度提高土壤微生物量及微生物活性。

表7 土壤微生物量及土壤呼吸在氮與鹽分作用下的回歸模型

注：樣本數(shù)10，數(shù)據(jù)為全生育期平均值；1表示有機肥施入比例（%）；2表示土壤鹽分（dS·m-1）。

Note: Sample size is 10, the data is the average of the whole growth period;1is organic fertilizer application ratio (%);2is soil salinity (dS·m-1).

2.5 不同程度鹽漬土作物產(chǎn)量對有機無機肥配施的響應

由圖1可以看出，S1土壤作物產(chǎn)量顯著高于S2土壤（<0.05）；有機無機氮配施比例在不同鹽分條件下對玉米產(chǎn)量影響不一，在S1鹽漬土，表現(xiàn)出隨著有機肥施入比例越大產(chǎn)量先增后降的趨勢，S2鹽漬土則表現(xiàn)出著有機肥施入比例越大產(chǎn)量越大的趨勢，S1、S2鹽漬土分別以U1O1及O1處理玉米產(chǎn)量最大，分別為11 902.91、7 609.67 kg/hm2（S2中U1O3與O1處理差異不顯著，>0.05）。究其原因，這主要與有機無機氮配施在不同鹽分土壤中產(chǎn)生的氮素供應過程不同，適宜的配施比例可以滿足玉米對氮素的需求，從而利于玉米增產(chǎn)。

3 討 論

3.1 鹽分與有機無機肥配施對土壤微生物量的影響

研究表明高土壤鹽濃度會導致土壤微生物量降低[27-29]。本研究結果也表明，土壤微生物量碳氮隨著土壤鹽漬化程度增加顯著減少，這與Porcel等[4]的研究結果一致。一般來說，細菌和真菌的碳氮比分別在3～5和7～12之間[22]，本研究S1土壤MBC/MBN在3.58～7.68之間，隨著生育期推進逐漸由細菌向真菌群落轉變，這可能是因為凋落物進入土壤為真菌繁殖創(chuàng)造了良好的條件而造成[23]。隨著鹽分增加會明顯降低MBC/MBN，S2土壤MBC/MBN在2.92～5.41之間，在整個生長季內(nèi)均以細菌為主，這是因為真菌在高鹽分條件下更容易死亡[7]。本研究結果發(fā)現(xiàn)，隨著生育期推進，S1、S2土壤MBC/MBN大部分逐漸增大，這可能是由于生長后期土壤氮素供應不足，MBN降低所導致。

施肥是影響土壤MBC、MBN的主要因素。本研究發(fā)現(xiàn)，單施無機肥可以促進土壤MBC、MBN的增加，這可能是因為施氮降低了土壤C/N比會加速土壤有機碳的礦化，或作為能量來源而產(chǎn)生正激發(fā)效應[30]。前人研究表明，在鹽漬土中施入有機肥可以為土壤微生物提供能量和養(yǎng)分，促使微生物合成滲透壓物質(zhì)，從而減少鹽度對微生物的負面影響[5]。本研究也表明，在S1、S2土壤，配施有機肥均可以提高土壤MBC、MBN含量，但隨有機肥施入比例不同而不同。在鹽度較低的S1土壤，以有機無機各半配施較為適宜，而S2土壤則以單施有機肥能最大程度提高微生物量。這可能是因為在鹽分脅迫較低時，有機肥所提供的養(yǎng)分并不能完全滿足玉米生長的需求，加劇其與土壤微生物的競爭，導致土壤MBC、MBN減少，因此需要配施適量的無機肥來滿足微生物對礦質(zhì)氮的同化需求；隨著鹽漬化程度增加，一方面，鹽脅迫會抑制作物對養(yǎng)分的吸收利用，另一方面，在鹽分較高時無機肥有效性降低，所產(chǎn)生的礦質(zhì)氮含量和有機肥差異減小[31]，而較多的有機物輸入可以為微生物提供更多的底物及能量，從而減少鹽度對微生物的負面影響，使土壤微生物量增加。這也是導致輕、中度鹽漬土分別以有機無機氮各半配施和單施有機氮處理能產(chǎn)生較好的氮素供應過程的原因。

相關性分析表明，土壤含水率與土壤MBN呈顯著正相關，而與MBC/MBN呈極顯著負相關，這可能是因為土壤濕度促進了土壤氮素的礦化，增加了微生物固氮量。此外，本研究發(fā)現(xiàn)在pH較大的S2土壤，土壤pH與土壤MBN呈顯著負相關關系，這表明土壤堿化可能會成為土壤微生物量的限制性因素。

3.2　鹽分與有機無機肥配施對土壤呼吸的影響

土壤呼吸是衡量微生物對C循環(huán)總體貢獻的最直接的指標[8]。在鹽漬化土壤中，鹽分是土壤呼吸的主要限制因子之一，在大多數(shù)情況下，自然鹽梯度下土壤呼吸與鹽度呈顯著負相關[32-33]。本研究結果表明，與S1土壤相比，S2土壤各呼吸指標均有所降低，這可以解釋為鹽分限制了作物生長，由于土壤滲透脅迫導致微生物活性減弱[34]，還可能是因為高鹽度土壤具有較低的C底物可利用性，導致呼吸速率降低[34]。

本研究發(fā)現(xiàn)，單施無機肥使S1、S2土壤全呼吸速率分別顯著提高10.32%～23.94%、21.43%～31.91%。這是因為土壤鹽漬化和養(yǎng)分匱乏是河套灌區(qū)作物生產(chǎn)力的限制條件，施氮增加了土壤微生物可利用底物，并緩解了土壤鹽分脅迫，增加了土壤微生物生物固氮量[35]，這使得微生物呼吸得到了加強。而微生物活性的提高會促進作物根系對氮素的吸收，使土壤異養(yǎng)呼吸也得到加強[36]。有研究表明，使用有機物料改良的土壤中鹽度對土壤呼吸的負面影響有所減少[37]。本研究發(fā)現(xiàn)，施入有機肥對不同程度鹽漬土各呼吸指標均有所提高，這可能是因為有機肥的施入增加了對底物的利用率將產(chǎn)生剩余資源，微生物可以用于滲透壓物質(zhì)的生產(chǎn)[38]，從而提高微生物活性。S1、S2土壤分別以有機無機各半配施和單施有機肥處理土壤呼吸強度較高，表明不同鹽分水平下需要適宜的有機無機肥配施才能使土壤微生物處于良好的狀態(tài)，可以存儲和循環(huán)更多養(yǎng)分。

本研究發(fā)現(xiàn)，土壤呼吸與土壤溫度呈顯著正相關（<0.05），但是各處理敏感性系數(shù)10值均較小。這可能是由于本試驗施肥時間較早，此時期土壤溫度較低，而土壤礦質(zhì)氮含量與土壤呼吸、微生量碳氮呈極顯著正相關（<0.01），表明在作物生長前期氮素是影響土壤呼吸的主要原因，導致土壤呼吸對溫度變化敏感性不高。本研究發(fā)現(xiàn)土壤呼吸速率與土壤含水率的二次函數(shù)關系并不顯著，這可能是因為土壤含水率只有在過低或過高時才會成為土壤呼吸的限制因子[39]，本試驗條件下土壤含水率不構成脅迫，所以二者之間的二次函數(shù)關系不顯著（>0.05）。

3.3 土壤微生物量改變對土壤呼吸的影響

研究表明，土壤微生物量的增加會導致土壤呼吸的增加，而微生物量的改變也回引起土壤呼吸變化[40]。對于N素匱乏的鹽漬化地區(qū)，由于微生物受到可用性N的限制，會使土壤呼吸受到抑制[41]。本研究通過有機無機肥配施提高了土壤的供氮能力，且在土壤溫濕度適宜的條件下，土壤微生物量和根系生物量增加，最終導致土壤全呼吸速率得到增強。

微生物代謝熵是反映環(huán)境因素、管理措施變化等對微生物活性影響的一個敏感指標，其值的增加或減少與微生物代謝的變化有關[42]。低微生物代謝熵（高碳利用效率）表示土壤較少的C損失并將其轉化為微生物量，反之則表示大量C通過土壤呼吸損失到大氣中，最終減少了土壤微生物量以及土壤固碳量[43]。因此，微生物代謝熵被應用為評價土壤微生物代謝狀況[44]和土壤碳循環(huán)[45]的參數(shù)。本研究發(fā)現(xiàn)，適宜的有機無機肥配施可以降低土壤微生物代謝熵，說明配施有機肥可以緩解鹽分等環(huán)境因子對微生物的脅迫，增加了碳利用效率。

在鹽漬化地區(qū)，鹽分對土壤微生物量及微生物活性的影響不容忽視，而鹽度隨著季節(jié)的變化而改變，因此了解微生物對鹽度變化的響應十分重要。由于河套灌區(qū)地下水埋深較淺（0.52～2.41 m），而地下水含鹽量較高，在強蒸發(fā)作用下生育期內(nèi)土壤EC基本呈現(xiàn)出逐漸增加的趨勢，本研究發(fā)現(xiàn)鹽濃度與土壤呼吸、MBC、MBN均呈顯著或極顯著負相關關系。Asghar等[46]研究表明，在底物存在的條件下，鹽漬土中微生物群落可以適應由于淋溶、灌溉或水位變化而可能發(fā)生的田間鹽度波動。因此，底物的變化可能是引起土壤微生物量及活性變化的主要原因，生長季內(nèi)鹽濃度波動是否會引起土壤微生物量及活性變化的原因還有待進一步研究。

4 結 論

1）本研究通過連續(xù)2 a有機無機肥配施試驗發(fā)現(xiàn)，有機無機肥配施對土壤溫濕度、pH及電導率（Electrical conductivity）值大多沒有顯著影響，而合理的有機無機氮配施可以產(chǎn)生良好的氮素釋放過程。

2）隨著鹽漬化程度升高，土壤微生物量碳（Microbial Biomass Carbon，MBC）、微生物量氮（Microbial Biomass Nitrogen，MBN）、土壤全呼吸、異養(yǎng)呼吸、自養(yǎng)呼吸顯著降低；配施有機肥可以提高土壤微生物量及微生物活性，輕、中度鹽漬土分別以有機無機各半配施及單施有機肥較優(yōu)，同時可以獲得最高產(chǎn)量。

3）相關性分析表明，土壤呼吸與土壤MBC、MBN呈極顯著正相關（<0.01），土壤溫度與土壤呼吸、土壤微生物量碳氮呈顯著正相關（<0.05）。不同有機無機肥配施比例能夠調(diào)控土壤礦質(zhì)氮水平，是土壤微生物量及土壤呼吸的主要調(diào)控因子。

4）回歸分析表明，土壤呼吸與土壤溫度之間存在顯著的指數(shù)回歸關系（<0.05），各處理敏感性系數(shù)值均較小（1.11～1.31）。輕、中度鹽漬土各處理土壤呼吸速率與土壤含水率之間二次函數(shù)關系不顯著（>0.05）。土壤微生物量及土壤呼吸與有機肥施入比例、土壤鹽分呈顯著二元二次非線性回歸模型（<0.05），回歸系數(shù)表明，針對不同鹽分土壤，施入適量有機氮才能最大程度提高土壤微生物量及土壤呼吸。

[1] Osman K T. Management of soil problems[C]. American: Springer International Publishing AG, 2018: 255-298.

[2] Wang W X, Vinocur B, Altman A. Plant responses to drought,salinity and extreme temperatures: Towards genetic engineering for stress tolerance[J]. Planta, 2003, 218: 1-14.

[3] Chinnusamy V, Jagendorf A, Zhu J K. Understanding and improving salt tolerance in plants[J]. Crop Science, 2005, 45(2): 437-448.

[4] Porcel R, Aroca R, Ruiz-Lozano J M. Salinity stress alleviation using arbuscular mycorrhizal fungi: A review[J]. Agronomy for Sustainable Development, 2012, 32(1): 181-200.

[5] Elmajdoub B, Marschner P. Salinity reduces the ability of soil microbes to utilisecellulose[J]. Biology and Fertility of Soils, 2013, 49(4): 379-386.

[6] Rath K M, Rousk J. Salt effects on the soil microbial decomposer community and their role in organic carbon cycling: A review[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2015, 81: 108-123.

[7] Chowdhury N, Marschner P, Burns R G. Soil microbial activity and community composition: Impact of changes in matric and osmotic potential[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2011, 43(6): 1229-1236.

[8] Rousk J, Elyaagubi F K, Jones D L, et al. Bacterial salt tolerance is unrelated to soil salinity across an arid agroecosystem salinity gradient[J]. Soil Biology and Biochemistry 2011, 43: 1881-1884.

[9] Yan N, Marschner P, Cao W, et al. Influence of salinity and water content on soil microorganisms[J]. International Soil & Water Conservation Research, 2015, 3(4): 316-323.

[10] Tripathi S, Kumari S, Chakraborty A, et al. Microbial biomass and its activities in salt-affected coastal soils[J]. Biology and Fertility of Soils, 2006, 42(3): 273-277.

[11] Oren A. The bioenergetic basis for the decrease in metabolic diversity at increasing salt concentrations: Implications for the functioning of saltlake ecosystems[J]. Hydrobiologia, 2001, 466(1/2/3): 61-72.

[12] Bueren E T L V, Struik P C, Jacobsen E. Ecological concepts in organic farmingand their consequences for an organic crop ideotype[J]. NJAS-Wageningen Journal of Life Science, 2002, 50: 1-26.

[13] Shao H S, Lei T, Fahad N,et al. Response of microbial communities and enzyme activities to amendments in saline-alkaline soils[J]. Applied Soil Ecology, 2019, 135: 16-24.

[14] 于淑玲. 腐生真菌在有機質(zhì)分解過程中的作用研究進展[J]. 河北師范大學學報：自然科學版，2003，27(5)：519-522.

Yu Shuling. A study of function that rot funguses have in the decomposition of organic matter[J]. Journal of Hebei Normal University: Natural Science Edition, 2003, 27(5): 519-522. (in Chinese with English abstract)

[15] 魏巍，許艷麗，朱琳，等. 長期施肥對黑土農(nóng)田土壤微生物群落的影響[J]. 土壤學報，2013，50(2)：372-380.

Wei Wei, Xu Yanli, Zhu Lin, et al. Effect of long-term fertilization on soil microbial communities in farmland of black soil[J]. Acta Pedologica Sinica, 2013, 50(2): 372-380. (in Chinese with English abstract)

[16] Mavi M S, Sanderman J, Chittleborough D J, et al. Sorption of dissolved organic matter in salt-affected soils: Effect of salinity, sodicity and texture[J]. Science of the Total Environment, 2012, 435: 337-344.

[17] Feng Z Z, Wang X, Feng Z W. Soil N and salinity leaching after the autumn irrigation and its impact on groundwater in Hetao Irrigation District, China[J]. Agricultural Water Management, 2005, 71(2): 131-143.

[18] 杜軍，楊培嶺，李云開，等. 基于水量平衡下灌區(qū)農(nóng)田系統(tǒng)中氮素遷移及平衡的分析[J]. 生態(tài)學報，2011，31(16)：4549-4559.

Du Jun, Yang Peiling, Li Yunkai, et al. Nitrogen balance in the farmland system based on water balance[J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(16): 4549-4559. (in Chinese with English abstract)

[19] Saha S, Prakash V, Kundu S, et al. Soil enzymatic activity as affected by long term application of farm yard manure and mineral fertilizer under a rainfed soybean–wheat system in N-W Himalaya[J]. European Journal of Soil Biology, 2008, 44(3): 309-315.

[20] Soares J R, Cantarella H, Menegale M L D C. Ammonia volatilization losses from surface-applied urea with urease and nitrification inhibitors[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2012, 52(8): 82-89.

[21] Céccoli G, Senn M E, Bustos D, et al. Genetic variability for responses to short- and long-term salt stress in vegetative sunflower plants[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science 2012, 175(6): 882-890.

[22] 王宇峰，孟會生，李廷亮，等. 培肥措施對復墾土壤微生物碳代謝功能多樣性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2020，36(24)：81-90.

Wang Yufeng, Meng Huisheng, Li Tingliang, et al. Effects of fertilization regime on the functional diversity of microbial carbon and nitrogen metabolism in reclaimed soil[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(24): 81-90. (in Chinese with English abstract)

[23] Morrissey E M, Gillespie J L, Morina J C, et al. Salinity affects microbial activity and soil organic matter content in tidal wetlands[J]. Global Change Biology, 2014, 20(4): 1351-1362.

[24] Varma A, Oelmüller R. Advanced techniques in soil microbiology[J]. Soil Biology, 2007, 11: 202-207.

[25] Houba V J G, Novozamsky J, Huybregts A W M, et al. Comparison of soil extractions by 0.01 mol/LCaCl2by EUF and by some conventional extraction procedures[J]. Plant Soil, 1986, 96: 433-437.

[26] 涂利華，胡庭興，黃立華，等. 華西雨屏區(qū)苦竹林土壤呼吸對模擬氮沉降的響應[J]. 植物生態(tài)學報，2009，33(4)：728-738.

Tu Lihua, Hu Tingxing, Huang Lihua, et al. Response of soil respiration to simulated nitrogen deposition in pleioblastusamarus forest, rainy area of west China[J]. Chinese Journal of Plant Ecology, 2009, 33(4): 728-738. (in Chinese with English abstract)

[27] Zhang Y, Cao C, Guo L, et al. Soil properties, bacterial community composition, and metabolic diversity responses to soil salinization of a semiarid grassland in northeast China[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2015, 70(2): 110-120.

[28] Bannur E, Stephen B, Petra M. Response of microbial activity and biomass in rhizosphere and bulk soils to increasing salinity[J]. Plant and Soil, 2014, 381(1/2): 297-306.

[29] Zhang X M, Xue C H, Wang C X. Effects of imidacloprid on soil microbial communities in different saline soils[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22: 19667-19675.

[30] Kuzyakov Y, Friedel J K, Stahr K. Review of mechanisms and quantification of priming effects[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2000, 32(11/12): 1485-1498.

[31] 周慧，史海濱，徐昭，等. 有機無機肥配施對鹽漬土供氮特性與作物水氮利用的影響[J]. 農(nóng)業(yè)機械學報，2020，51(4)：299-307.

Zhou Hui, Shi Haibin, Xu Zhao, et al. Effects of Combined application of organic and inorganic fertilizers on nitrogen supply and crop water and nitrogen utilization in salinized soils[J]. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2020, 51(4): 299-307. (in Chinese with English abstract)

[32] Yuan B C, Li Z Z, Liu H, et al. Microbial biomass and activity in salt affected soils under arid conditions[J]. Applied Soil Ecology, 2007, 35: 319-328.

[33] Sardinha M, Torsten M, Schmeisky H, et al. Microbial performance in soils along a salinity gradient under acidic conditions[J]. Applied Soil Ecology, 2003, 23(3): 237-244.

[34] Rietz D N, Haynes R J. Effects of irrigation-induced salinity and sodicity on soil microbial activity[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2003, 35(68): 45-854.

[35] 陶朋闖，陳效民，靳澤文，等. 生物質(zhì)炭與氮肥配施對旱地紅壤微生物量碳、氮和碳氮比的影響[J]. 水土保持學報，2016，30(1)：231-235.

Tao Pengchuang, Chen Xiaoming, Jing Zewen, et al. Effects of combined with nitrogen fertilizers on microbial biomass C, N and carbon-to-nitrogen ratio of upland red soil[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2016, 30(1): 231-235. (in Chinese with English abstract)

[36] 曾清蘋，何丙輝，毛巧芝，等. 重慶縉云山兩種林分土壤呼吸對模擬氮沉降的季節(jié)響應差異性[J]. 生態(tài)學報，2016,36(11)：3244-3252.

Zeng Qingping, He Binghui, Mao Qiaozhi, et al. Seasonal response of soil respiration to simulated nitrogen deposition in a cirus plantation and masson pine forest in Mt.Jinyun, Chongqing, China[J]. Acta Ecologica, 2016, 36(11):3244-3252. (in Chinese with Englishabstract)

[37] Muhammad S T, Müller T, Joergensen R G. Decomposition of pea and maize straw in Pakistani soils along a gradient in salinity[J]. Biology & Fertility of Soils, 2006, 43(1): 93-101.

[38] Schimel J, Balser T C, Wallenstein M. Microbial stress-response physiology and its implications for ecosystem function[J]. Ecology, 2007, 88: 1386-1394.

[39] Luo Y Q, Zhou X H. Soil Respiration and the Environment[M]. American: Springer International Publishing AG, 2006: 257-305.

[40] 劉靜，孫濤，程云云，等. 氮沉降和土壤線蟲對落葉松人工林土壤有機碳礦化的影響[J]. 生態(tài)學雜志，2017，36(8)：2085-2093.

Liu Jing, Sun Tao, Cheng Yunyun, et al. Effect of nitrogen deposition and soil nematode on soil organic carbon mineralization in a Larixgmeliniiplantation[J]. Chinese Journal of Ecology, 2017, 36(8): 2085-2093. (in Chinese with Englishabstract)

[41] Bowden R D, Davidson E, Savage K, et al. Chronic nitrogen additions reduce total soil respiration and microbial respiration intemperate forest soils at the Harvard Forest[J]. Forest Ecology and Management, 2004, 196(1): 43-56.

[42] Fierer N, Morse J L, Berthrong S T, et al. Environmental controls on the landscape-scale biogeography of stream bacterial communities[J]. Ecology, 2007, 88: 2162-2173.

[43] Manzonis S, Taylor P, Richter A, et al. Environmental and stoichiometric controls on microbial carbon-use efficiency in soils[J]. New Phytologist, 2012, 96: 79-91.

[44] Wardle D A, Ghani A. A critique of the microbial metabolic quotient (q CO2) as a bioindicator of disturbance and ecosystem development[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1995, 27: 1601-1610.

[45] Sulman B N, Phillips R P, Oishi A C, et al. Microbe-driven turnover offsets mineral-mediated storage of soil carbon under elevated CO2[J]. Nature Climate Change, 2014, 4: 1099-1102.

[46] Asghar H N, Setia R, Marschner P. Community composition and activity of microbes from saline soils and non-saline soils respond similarly to changes in salinity[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2012, 47: 175-178.

Effects of the combined application of organic and inorganic fertilizers on soil microbial biomass and soil respiration in saline soil

Zhou Hui, Shi Haibin※, Zhang Wencong, Wang Weigang, Su Yongde, Yan Yan

(1.,,010018,; 2.,,010018)

Microorganisms can adapt to the salinity by ingesting energy, further to synthesize organic osmolytes in soil. However, microbial demand for energy may change, as the soil salinity changes. In this study, a field experiment was carried out to explore the effects of the combined application of organic and inorganic fertilizers on soil respiration and microbial biomass in saline soil. The samples were taken as the mild saline soil, S1(electrical conductivity (EC) 0.46 dS/m) and moderate saline soil, S2(electrical conductivity (EC) 1.07 dS/m) in Hetao Irrigation District of Inner Mongolia, China, in 2018. Soil respiration rate was measured by a li-8100 soil carbon flux automatic measurement system. Surface soil samples of 0-20 cm depths were collected under various fertilization regimes in mild and moderate saline soil. Calcium chloride and chloroform fumigation extraction were used to investigate the effect of various fertilization regimes on the mineral nitrogen contents and microbial biomass in soil. Six treatments were set, including no fertilization (CK), urea (U1), and 25%, 50%, 75%, as well as 100% of urea N substituted by organic fertilizers U3O1, U1O1, U1O3, and O1, respectively, during the second growing season (April-September). The parameters were measured under equal N application rates of 240 kg/hm2, the dynamics of soil microbial biomass (i.e., microbial biomass carbon [MBC] and microbial biomass nitrogen [MBN]), and soil respiration (i.e., soil respiration rate, soil autotrophic respiration rate, and soil heterotrophic respiration rate). The results showed that the contents of mineral nitrogen in S1soil were higher in the U1treatment during the early growing stage (seedling and stem elongation stage), but higher in the U1O1treatment in the later stage. S2soil showed that the soil mineral nitrogen contents were higher in the whole growing stage, as the application rate of organic fertilizer increased. Furthermore, the increase of soil salinization resulted in the decrease of microbial biomass and microbial activity in the soil. The MBC in S1soil increased by 12.01%-68.81%, while the MBN increased by 14.31%-58.58%, and the soil respiration flux increased by 11.75%-54.71%, compared with S1soil. Furthermore, the organic fertilizer significantly increased the microbial biomass and microbial activity under different degrees of saline soils. The S1saline soils treated with U1O1presented the higher MBC, MBN, and soil respiration flux, indicating a significant increase compared with U1treatment (<0.05). The performance of S2saline soil after the O1treatment was better than that after the U1treatment, where the MBC, MBN, and soil respiration flux increased (<0.05). The highest maize yield was also achieved in the S1and S2soil treated with U1O1and O1, which were 11 902.91, and 7 609.67 kg/hm2, respectively. A correlation analysis was found that the soil respiration presented a significant positive correlation with the MBC and MBN (<0.05). The soil temperature and mineral nitrogen had a significant positive correlation with the soil respiration, MBC, and MBN (<0.05). Regression analysis showed that there was a significant exponential relationship between the soil respiration and temperature (<0.05), but the relationship between soil respiration rate and soil moisture content was not significant. Additionally, there was a significant nonlinear relationship of soil microbial biomass and respiration rate with the organic fertilizer rate and soil salt concentration. The regression coefficient demonstrated that the appropriate organic fertilizer rate contributed to maximizing the soil microbial biomass and respiration rate in different saline soils. Optimal organic and chemical fertilizer management models were achieved for the mild saline soil in the Hetao irrigation area. Specifically, the mild saline soil (120 kg/hm2urea+120 kg/hm2organic fertilizer), and moderate saline soil (240 kg/hm2organic fertilizer) can be expected for the higher corn yield under the improved soil microbial environment.

carbon; nitrogen; soils; salinization; combined application of organic and inorganic fertilizers; microbial biomass; respiration

周慧，史海濱，張文聰，等. 有機無機肥配施對鹽漬化土壤微生物量和呼吸的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2021，37(15)：86-95.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2021.15.011 http://www.tcsae.org

Zhou Hui, Shi Haibin, Zhang Wencong, et al. Effects of the combined application of organic and inorganic fertilizers on soil microbial biomass and soil respiration in saline soil[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2021, 37(15): 86-95. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2021.15.011 http://www.tcsae.org

2021-01-02

2021-06-10

國家自然科學基金項目（51769024、51539005）

周慧，博士生，研究方向為氮素循環(huán)與環(huán)境效應。Email：792606382@qq.com

史海濱，教授，博士生導師，研究方向為節(jié)水灌溉原理及應用。Email：shi_haibin@sohu.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2021.15.011

S154.4

A

1002-6819(2021)-15-0086-10