翟紅梅，曹彩云，劉孟雨

(1.中國科學(xué)院遺傳與發(fā)育生物學(xué)研究所農(nóng)業(yè)資源研究中心，中國科學(xué)院農(nóng)業(yè)水資源重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，河北省節(jié)水農(nóng)業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 河北 石家莊 050022;2.石家莊學(xué)院化工學(xué)院， 河北 石家莊 050035; 3.河北省農(nóng)林科學(xué)院旱作農(nóng)業(yè)研究所， 河北 衡水 053000)

淡水資源短缺已成為世界性問題[1]，咸水灌溉越來越受到國內(nèi)外學(xué)者的重視[2-4]，但是咸水中的鹽分會(huì)導(dǎo)致土壤質(zhì)量下降[5-6]，抑制植物的生長(zhǎng)[7]。

土壤微生物與土壤質(zhì)量的關(guān)系密切，其活性能夠靈敏地反映土壤質(zhì)量的變化[8]。有關(guān)鹽分污染對(duì)土壤微生物的影響的研究很少，其中多數(shù)研究都是集中在自然形成的鹽堿土[9]，或者是設(shè)施栽培等條件引起的次生鹽漬化[10]。一些研究者做了咸水灌溉的研究，集中在盆栽試驗(yàn)或者室內(nèi)無植物培養(yǎng)土方面[11]，田間長(zhǎng)期咸水灌溉下土壤微生物如何響應(yīng)還少見報(bào)道。由于土壤微生物是土壤酶的主要來源[12]，所以通過測(cè)定土壤酶活性可以體現(xiàn)土壤微生物的活性和功能。

隨著科學(xué)的進(jìn)步，在土壤酶學(xué)研究上，人們不再片面強(qiáng)調(diào)土壤中反應(yīng)的結(jié)果，而是轉(zhuǎn)向既偏重結(jié)果、又重視該結(jié)果產(chǎn)生的過程。除了土壤水解酶的活性，它們的催化動(dòng)力學(xué)特性也是表征土壤質(zhì)量的重要量度[13]。酶動(dòng)力學(xué)特性除了可以表示土壤中酶含量的高低，還能夠反映酶與底物、與土壤有機(jī)-無機(jī)復(fù)合體等之間結(jié)合的緊密程度以及作用過程[14]，因此被許多學(xué)者認(rèn)為是理想的研究指標(biāo)。在土壤酶催化動(dòng)力學(xué)特征研究方面，國內(nèi)外的一些學(xué)者做了一些工作[15-18]，在咸水污染方面，還未見土壤酶動(dòng)力學(xué)特征的研究報(bào)告。

本文選取了參與土壤碳、氮和磷循環(huán)的β-葡糖苷酶、脲酶和堿性磷酸酶為研究對(duì)象，研究長(zhǎng)期咸水污染對(duì)其活性及動(dòng)力學(xué)特征的影響，為評(píng)價(jià)長(zhǎng)期咸水灌溉對(duì)土壤質(zhì)量的影響提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況與試驗(yàn)設(shè)計(jì)

大田試驗(yàn)在河北省農(nóng)林科學(xué)院旱作農(nóng)業(yè)研究所節(jié)水農(nóng)業(yè)試驗(yàn)站進(jìn)行。該站地處華北平原低平原區(qū)，地理坐標(biāo)為東經(jīng)115°47′，北緯37°10′，海拔為21 m。多年平均氣溫12.8℃，多年平均年日照時(shí)數(shù)為2 509.4 h，無霜期平均188 d，降水主要集中在夏季(6—8月)，平均降水量358.4 mm，占全年降水量的70%左右，多年平均蒸發(fā)量為1 785.4 mm。該區(qū)0～20 mm土壤為粉質(zhì)粘壤土，主要種植夏玉米和冬小麥，屬于一年兩熟種植制度。

于2006年10月開始5個(gè)濃度1.25、 2.50、5.00、7.50 dS·m-1和10.00 dS·m-1(相當(dāng)于1、2、4、6、8 g·L-1)長(zhǎng)期咸水灌溉定位試驗(yàn)，地下水電導(dǎo)率為1.25 dS·m-1，其余4個(gè)濃度的咸水用地下水和氯化鈉按比例配制而成。每個(gè)處理包括三次重復(fù)，小區(qū)面積為9.5 m×6.0 m，灌水次數(shù)依據(jù)天氣情況而定，每個(gè)處理灌溉次數(shù)和灌溉量相同，冬小麥和夏玉米秸稈全部還田。

1.2 材料與方法

2014年5月4日在每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)采集土樣，采集深度為0～20 cm，20～40 cm，每個(gè)小區(qū)按對(duì)角線法五點(diǎn)取樣，為避免小麥根際的影響，每個(gè)取樣點(diǎn)設(shè)在行間，5個(gè)土樣充分混合后為一個(gè)重復(fù)，剔除石礫和植物殘根等雜物，土樣過2 mm篩后放冰箱中，在4℃條件下儲(chǔ)存?zhèn)溆谩?/p>

土壤脲酶活性(μg NH4+·h-1·g-1)采用苯酚-次氯酸鈉法測(cè)定，以單位時(shí)間內(nèi)生成的銨離子作為衡量標(biāo)準(zhǔn)；β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶活性(μ molp-nitrophenol h-1g-1)采用人工合成的對(duì)硝基苯衍生物作為酶促反應(yīng)底物來測(cè)定其活性大小。土壤酶活性測(cè)定具體條件見表1。

表1 土壤酶測(cè)定時(shí)相關(guān)條件 Table 1 The methods used for soil enzyme activity assays

1.3 數(shù)據(jù)處理

不同處理間的差異用最小顯著性差異法(LSD)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)，利用SPSS 13.0統(tǒng)計(jì)處理軟件對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 長(zhǎng)期咸水灌溉下不同土壤層土壤酶活性的變化

表2和表3分別顯示了咸水灌溉對(duì)0～20 cm和20～40 cm土壤層脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶的活性的影響。從分析結(jié)果可以看出，咸水灌溉抑制了所有土壤水解酶的活性，同一土壤層中不同的土壤酶活性隨著灌溉水鹽分的增加所降低的程度不同。從表2的方差分析結(jié)果看，在0～20 cm土壤層中，脲酶活性對(duì)咸水灌溉的響應(yīng)最靈敏，在5 dS·m-1咸水灌溉下即可引起其活性的顯著下降。堿性磷酸酶活性受咸水的抑制程度最低，直到灌溉水為10 dS·m-1時(shí)，其活性才顯著下降。與對(duì)照相比，10 dS·m-1的咸水灌溉時(shí)脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶分別下降45.5%、50.8%和24.9%。

對(duì)比表2和表3結(jié)果，可以看出相對(duì)于0～20 cm土層，三種土壤酶在20～40 cm土壤中的酶活性均降低。從方差結(jié)果分析，對(duì)比0～20 cm土壤層，咸水灌溉對(duì)20～40 cm土壤層的抑制程度均減弱，在10 dS·m-1咸水灌溉時(shí)脲酶和β-葡糖苷酶的活性才顯著下降，而堿性磷酸酶的活性沒有顯著改變。與對(duì)照相比，在10 dS·m-1咸水灌溉下脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶分別下降37.4%、32.1%和21.8%。

表2 長(zhǎng)期咸水灌溉對(duì)0～20 cm土壤層土壤酶活性的影響 Table 2 The effect of long-term saline water irrigation on activities of 0～20 cm soil enzymes

注：數(shù)據(jù)為平均值，重復(fù)9次；同一行中不同字母代表不同處理用相同方法測(cè)定的結(jié)果有顯著差異(P<0.05)；下同。

Note: values are the mean of nine replicates; different letters in the same rows are significantly different atP<0.05; the same below.

表3 長(zhǎng)期咸水灌溉對(duì)20～40 cm土壤層土壤酶活性的影響 Table 3 The effect of long-term saline water irrigation on activities of 20～40 cm soil enzymes

2.2 長(zhǎng)期咸水灌溉下土壤酶動(dòng)力學(xué)的變化

鑒于以上研究結(jié)果，20～40 cm土層的土壤酶活性受到咸水灌溉的抑制程度較低，0～20 cm土壤層中三種土壤酶活性在10 dS·m-1咸水灌溉時(shí)下降明顯，尤其是堿性磷酸酶只有在此處理下酶活性才有顯著變化，因此本研究只選取了0～20 cm土壤層中的對(duì)照和10 dS·m-1咸水灌溉兩個(gè)處理的土壤酶用于研究土壤酶動(dòng)力學(xué)的變化。

2.2.1 底物濃度對(duì)酶促反應(yīng)速度的影響 圖1為不同灌溉條件下，底物濃度對(duì)脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶活性的影響。結(jié)果表明：對(duì)照和咸水處理下，脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶的酶促反應(yīng)速度均隨著底物濃度的增加而增大，并逐漸趨于最大反應(yīng)速度(Vmax)。從圖1的(A)和(B)可以看出，相對(duì)于對(duì)照，各個(gè)底物濃度下，咸水灌溉時(shí)的脲酶和β-葡糖苷酶活性都有所降低，并且降低的幅度隨著底物濃度的增加而提高。從圖1(C)看出，在底物濃度低時(shí)，咸水灌溉對(duì)堿性磷酸酶促反應(yīng)速度并沒有抑制作用，直到底物濃度超出0.5 mmol·L-1時(shí)才明顯降低，隨著底物濃度增加抑制作用加強(qiáng)，但是所受抑制程度低于脲酶和β-葡糖苷酶。

圖1 長(zhǎng)期咸水灌溉條件下土壤脲酶(A)、β-葡糖苷酶(B)和堿性磷酸酶(C)活性隨底物濃度的變化

Fig.1 Variation of activities of soil urease (A),β-glucosidase (B) and alkaline phosphatase (C) with substrate content variation under long-term saline water irrigation

2.2.2 咸水灌溉對(duì)土壤酶動(dòng)力學(xué)特征的影響 根據(jù)底物濃度和相對(duì)應(yīng)的酶促反應(yīng)速度計(jì)算得出的1/V和1/[S]，并繪制雙倒數(shù)曲線。三種土壤酶的雙倒數(shù)曲線如圖2所示，三種土壤酶得到的圖形都為直線，即證明本研究中不同底物濃度下所得到的酶活性符合米氏方程的轉(zhuǎn)換形式，從直線的截距可以得出不同土壤酶不同條件下的1/Vmax，直線的斜率即為Km/Vmax，從中可以看出，咸水灌溉對(duì)不同土壤酶的抑制作用機(jī)制不同，具體計(jì)算參數(shù)如表4所示。

圖2 長(zhǎng)期咸水灌溉處理下土壤脲酶(A)、β-葡糖苷酶(B)堿性磷酸酶(C)Lineweaver-Burk圖 Fig.2 Lineweaver-Burk plot of soil urease (A), β-glucosidase (B) and alkaline phosphatase (C) under long-term saline water irrigation表4 長(zhǎng)期咸水灌溉對(duì)土壤脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶動(dòng)力學(xué)參數(shù)的影響 Table 4 The effect of long-term saline water irrigation on kinetic parameters of soil urease, β-glucosidase and alkaline phosphatase

由表4結(jié)果可知，咸水灌溉對(duì)三種土壤酶的最大反應(yīng)速度Vmax都有顯著抑制作用，與對(duì)照相比，咸水灌溉條件下脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶的最大反應(yīng)速度Vmax分別下降47.77%、44.62%和15.01%。咸水灌溉對(duì)三種土壤酶米氏常數(shù)Km的影響則不相同，相對(duì)于對(duì)照處理，咸水灌溉導(dǎo)致脲酶的Km下降57.12%，β-葡糖苷酶的Km不變，堿性磷酸酶的Km下降14.64%。咸水條件下β-葡糖苷酶的Vmax/Km下降39.63%，脲酶和堿性磷酸酶的Vmax/Km沒有變化。

3 討論與結(jié)論

3.1 土壤酶活性

3.1.1 咸水灌溉對(duì)土壤酶活性的影響 土壤元素循環(huán)與土壤酶緊密相關(guān)，鹽脅迫是影響土壤酶活性的主要因素之一。本研究中脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶分別與土壤的氮、碳和磷循環(huán)密切相關(guān)，研究結(jié)果顯示兩個(gè)不同土壤層中的三種土壤酶活性都隨著灌溉水鹽分的增加而降低，這與以前的許多鹽脅迫的研究結(jié)果一致。Eivazi[19]和Batra[20]發(fā)現(xiàn)次生鹽堿土中不同種類的土壤酶活性都嚴(yán)重降低，并且影響到土壤的元素循環(huán)而不能正常的為植物提供營養(yǎng)。Frankenberger and Bingham[21]也曾經(jīng)報(bào)道鹽堿土中的脫氫酶、磷酸酶和β-葡糖苷酶等酶活性降低主要是與土壤的理化性質(zhì)和微生物性質(zhì)有關(guān)。土壤鹽分的增加導(dǎo)致土壤酶活性下降，首先與土壤酶的來源有關(guān)系，鹽分抑制和降低土壤中活性微生物種群的數(shù)量，微生物作為土壤酶的主要提供者受到咸水灌溉的脅迫，土壤酶合成量隨之下降，但是，我們也可以看出即使在高濃度咸水灌溉條件下，土壤中仍然存在較高的土壤酶活性，Zahran[22]曾經(jīng)指出耐鹽型細(xì)菌所產(chǎn)生的土壤酶的活性要高于不耐鹽型細(xì)菌所產(chǎn)生的相應(yīng)土壤酶的活性。第二，植物根系也可以分泌土壤酶，根系分泌物和地上植物所輸入的有機(jī)碳也為土壤酶提供營養(yǎng)，許多研究發(fā)現(xiàn)土壤有機(jī)碳與土壤酶活性均正向顯著相關(guān)，所以咸水灌溉脅迫條件下植物生長(zhǎng)受到顯著抑制也是土壤酶活性下降的因素之一。第三，土壤酶活性下降還受到土壤鹽分的直接影響，土壤酶的本質(zhì)是蛋白質(zhì)，高濃度鹽分可抑制蛋白質(zhì)的溶解，破壞蛋白的二級(jí)結(jié)構(gòu)，造成蛋白質(zhì)的變性失活而影響酶活性[23]。

3.1.2 不同土壤層土壤酶活性的變化 從表2和表3結(jié)果看出，三種土壤酶活性在20～40 cm土層均低于0～20 cm土層，其原因與上述分析有關(guān)，首先土壤表層的氧氣有利于土壤微生物的生存代謝，下層土壤微生物活性降低導(dǎo)致土壤酶活性降低；第二，本實(shí)驗(yàn)每年收獲時(shí)秸稈全部返田，致使下層土壤的有機(jī)碳比表層土壤低，也是土壤酶活性比較低的原因之一。從數(shù)據(jù)分析還可看出，比起表層土壤，咸水灌溉對(duì)下層土壤的抑制作用較弱，這與土壤的鹽分有關(guān)，表層土壤的表面蒸發(fā)大，土壤鹽分含量高，反之，下層土壤鹽分含量較低。

由此可見，要想改善咸水灌溉導(dǎo)致的負(fù)面影響，可從以下方面考慮，第一利用含有活性微生物的生物肥料，提高微生物的數(shù)量；第二，增加易于利用的有機(jī)質(zhì)含量較高的肥料；第三，在田間管理措施中，增加表層土壤的通氣。

3.2 土壤酶動(dòng)力學(xué)特征

底物濃度對(duì)三種土壤酶促反應(yīng)速度的影響曲線都為雙曲線，以前研究者在不同施肥對(duì)土壤酶動(dòng)力學(xué)影響的研究中也得到類似結(jié)果[16]。在底物濃度較低時(shí)，反應(yīng)速度幾乎與底物濃度成正比，此時(shí)符合一級(jí)反應(yīng)；當(dāng)?shù)孜餄舛壤^續(xù)增高時(shí)，反應(yīng)速度雖然升高，但不顯著；底物濃度達(dá)到一定限度時(shí)，反應(yīng)速度則達(dá)到極大值，反應(yīng)速度不再隨著底物濃度的增加再升高，此時(shí)為零級(jí)反應(yīng)。這種現(xiàn)象可以用中間產(chǎn)物學(xué)說解釋，酶作用時(shí)先與底物結(jié)合成中間產(chǎn)物ES，再分解為產(chǎn)物P并游離出酶。在底物濃度很低時(shí)，每一瞬間，只有一部分酶與底物結(jié)合形成中間產(chǎn)物ES，此時(shí)若增加底物濃度，則有更多的ES生成，因而反應(yīng)速度亦隨之增加。但當(dāng)?shù)孜餄舛群艽髸r(shí)，每一瞬時(shí)反應(yīng)體系中的酶分子都已與底物結(jié)合生成ES，此時(shí)底物濃度再增加，但已無游離的酶與之結(jié)合，無更多的ES生成，因而反應(yīng)速度幾乎不變[24]。隨著底物濃度的增加，咸水灌溉對(duì)反應(yīng)速度的抑制作用增強(qiáng)，推測(cè)原因是由于咸水灌溉條件下土壤酶量減少，可以結(jié)合底物的酶減少，所以隨著底物濃度的增加這種現(xiàn)象就愈加明顯，說明咸水灌溉條件下，除了現(xiàn)有土壤酶的活性，土壤酶的合成量也受到鹽分的抑制。

很多研究發(fā)現(xiàn)土壤酶的Vmax和Km對(duì)土壤管理措施的變化很敏感[18,25-26]。Vmax主要表征酶促反應(yīng)形成產(chǎn)物的能力[27]，與對(duì)照相比，咸水灌溉的Vmax值的降低，說明咸水灌溉條件下形成產(chǎn)物能力降低，再多的底物濃度也無法達(dá)到對(duì)照的反應(yīng)活性。與營養(yǎng)循環(huán)相關(guān)的土壤酶的合成與土壤微生物的量和有機(jī)質(zhì)密切相關(guān)[16]，咸水灌溉導(dǎo)致土壤有機(jī)質(zhì)含量和微生物量降低，土壤酶的量相應(yīng)降低，此外鹽離子還會(huì)導(dǎo)致蛋白質(zhì)變性。

土壤酶動(dòng)力學(xué)參數(shù)Km土壤酶和底物的結(jié)合能力，其值越小，親和力越大[28]，這種親和力與酶量沒有直接關(guān)系[14]。從三種酶Km變化來看，咸水灌溉引起的土壤環(huán)境變化，提高了脲酶和堿性磷酸酶與底物之間的結(jié)合能力，但對(duì)β-葡糖苷酶的底物結(jié)合能力沒有影響。部分土壤酶與土壤中有機(jī)或者無機(jī)膠體的結(jié)合而受到保護(hù)，咸水灌溉引起土壤物理結(jié)構(gòu)和化學(xué)性質(zhì)的改變,改變土壤酶的存在狀態(tài)，使得土壤酶游離出來，促進(jìn)土壤酶與底物的結(jié)合。

Vmax/Km比值可以作為衡量酶催化能力的參數(shù)。土壤中的有機(jī)物質(zhì)的化學(xué)特性可以影響酶在土壤中的穩(wěn)定性，有研究表明Vmax/Km與土壤有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)[29]。本文中咸水灌溉只降低了β-葡糖苷酶的催化能力，對(duì)脲酶和堿性磷酸酶催化能力則沒有影響。說明β-葡糖苷酶與土壤中有機(jī)質(zhì)關(guān)系更加密切。咸水灌溉條件下有機(jī)質(zhì)減少繼而降低β-葡糖苷酶的催化能力，脲酶和堿性磷酸酶則比較穩(wěn)定。

綜上所述，咸水灌溉不同程度地降低了0～20 cm以及20～40 cm土壤脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶的活性，但是其抑制機(jī)制不完全相同。咸水灌溉下三種土壤酶形成產(chǎn)物的能力降低，脲酶、β-葡糖苷酶和堿性磷酸酶分別下降47.77%、44.62%和15.01%。咸水灌溉降低了β-葡糖苷酶的催化能力39.63%，但卻促進(jìn)了脲酶和堿性磷酸酶與底物之間的結(jié)合。以上分析進(jìn)一步說明，在田間管理措施中，除了考慮提高土壤酶的活性，還應(yīng)設(shè)法增加土壤酶的來源，提高土壤酶的合成量，從而增強(qiáng)形成產(chǎn)物的能力。

[1] Luterbacher J, Xoplaki E, Casty C, et al. Mediterranean Climate Variability Over the Last Centuries: A Review[M]. United Kingdom：Elsevier Science & Technology， 2006，4:27-148．

[2] 邢文剛,俞雙恩,安文鈺,等.春棚西瓜利用微成水滴灌與畦灌的應(yīng)用研究[J].灌溉排水學(xué)報(bào),2003，22(3):54-57.

[3] Murtaza G, Ghafoor A, Qadir M. Irrigation and soil management strategies for using saline-sodicwater in a cotton-wheat rotation[J]. Agricultural Water Management, 2006，81(3):98-114.

[4] Paranychianakis N V, Chartzoulalis K S. Irrigation of Mediterranean crops with saline water:from physiology to management practices[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment，2005，106(4):171-187.

[5] 蘇 瑩,王全九,葉海燕,等.咸淡輪灌土壤水鹽運(yùn)移特征研究[J].灌溉排水學(xué)報(bào),2005，24(1):50-53．

[6] Bannur E, Stephen B, Petra M. Response of microbial activity and biomass in rhizosphereand bulk soils to increasing salinity[J]. Plant Soil, 2014，381(5):297-306.

[7] Stevens R M, Partington D L. Grapevine recovery from saline irrigation was incomplete after four seasons of non-saline irrigation[J]. Agritural Water Management, 2013，122(5):39-45.

[8] Ebhin R, Chhonkar P, Singh D, et al. Changes in soil biological and biochemical characteristics in a long-term field trial on a sub-tropical inceptisol[J]. Soil Biology and Biochemistry，2006，38(7):1577-1582．

[9] 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.

[10] Egamberdieva D, Renella G, Wirth S, et al. Secondary salinity effects on soil microbial biomass[J]. Biology and Fertility of Soils, 2010，46(5):445-449.

[11] 張建鋒,張旭東,周金星,等.鹽分脅迫對(duì)楊樹苗期生長(zhǎng)和土壤酶活性的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2005，16(3):426-430.

[12] Caldwell B A, Griffiths R P, Sollins P. Soil enzyme response to vegetation disturbance in two lowland Costa Rican soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1999，31(12):1603-1608.

[13] Marx M C, Wood M, Jarvis S C. A microplate fluorometric assay for the studyof enzyme diversity in soils[J]. Soil Biology and Biochemistry，2001，33(10)：1633-1640.

[14] Zhan Y L, Chen L J, Sun C X. Soil hydrolase activities and kinetic properties as affected by wheat cropping systems of Northeastern China[J]. Plant soil and Environment, 2010，56(11):526-532.

[15] 李昌滿,王貴學(xué),王慧超,等.灰棕紫泥土脲酶動(dòng)力學(xué)及反應(yīng)條件研究[J].土壤通報(bào),2010，41(1):68-71.

[16] 馬星竹,陳利軍,武志杰,等.長(zhǎng)期施肥土壤β-葡糖苷酶動(dòng)力學(xué)特性研究[J].浙江大學(xué)學(xué)報(bào):農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版,2008，34(5):546-551.

[17] Masciandaro G, Ceccanti B, Ronchi V, et al. Kinetic parameters of dehydrogenase in the assessment of the response of soil to vermicompost and inorganic fertilisers[J]. Biology and Fertility of Soils, 2000，32(6):479-483.

[18] Banafshe K, Farshid N, Nafiseh N, et al. Diversity of soil cellulase isoenzymes is associated with soil cellulasekinetic and thermodynamic parameters[J]. Soil Biology and Biochemistry，2011，43(4):1639-1648.

[19] Eivazi F, Tabatabai M. Glucosidases and galactosidases in soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1988，20(5):601-606.

[20] Batra L, Manna M. Dehydrogenase activity and microbial biomass carbon in salt affected soils of semiarid and arid regions[J]. Arid Land Research and Management, 1997，11(3):295-303.

[21] Frankenberger W, Bingham F. Influence of salinity on soil enzyme activities[J]. Soil Science Society of America Journal, 1982，46(6):1173-1177.

[22] Zahran H. Diversity, adaptation and activity of the bacterial flora in saline environments[J]. Biology and Fertility of Soils, 1997，25(3):211-223.

[23] Yuan B C, Xu X G, Li Z Z, et al. Microbial biomass and activity in alkalized magnesic soils under arid conditions[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2007，39(12):3004-3013.

[24] Knight T R, Dick R P. Differentiating microbial and stabilizedβ-glucosidase activity relative to soil quality[J]. Soil Biology and Biochemistry，2004，36(12):2089-2096.

[25] Xie C S, Lu R J, Huang Y. Effects of ions and phosphates on alkaline phosphataseactivityin aerobic activated sludge system[J]. Bioresource Technology, 2010，101(1):3394-3399.

[26] Moscatelli M C, Lagomarsinob A, Garzilloc A M V. β-Glucosidase kinetic parameters asindi cators of soil quality under conventionaland organic cropping systems applying two analytical approaches[J]. Ecological Indicators, 2012，13 (6):322-327.

[27] Rao M A, Gianfreda L, Cristofaro A, et al. Kinetic behavior of synthetic organo and organo-mineral-urease complexes[J]. Soil Science Society of America Journal, 1995，59(3):811-815.

[28] Saeed H, Farshid N. Effect of cow manure and sewage sludge on the activityand kinetics of L-glutaminase in soil[J]. Biology and Fertility of Soils, 2007，43(10):491-494.

[29] Zaman M, Di H J, Cameron K C. A field study of gross of N mineralization and nitrification and their relationships to microbial biomass and enzyme activities in soils treated with dairy effluent an ammonium fertilizer[J]. Soil Use and Management, 1999，15(3):188-194.