短期内农作物和土壤微生物对无机氮肥的争夺利用

1、短期内农作物和土壤微生物对无机氮肥的争夺利用摘要:在含有大量的无机氮肥(主要以铵、硝酸盐或复合物形式存在)的农业系统中，预计NH+和NQ具不同的土壤氮转化率和效果。运用15N示踪技术研究作物和土壤微生物如何在短时间内(几小时到几天)吸收和竞争氮肥变化的能力。两块试验田(施用NH+、no-或NHNO)单一种植大麦(Hordeum vulgare L. cv. Morex)。且在每种肥料中分别添加15N示踪处理过的15NH+和15NQ_。施肥8天后，通过对15N肥进入植物、微生物和无机土壤氮池以及总氮转化速 率的变化进行研究。施肥一星期后，作物中检测到有45 - 80%的15N,土壤微生物中只有1

2、 -10%,这说明植物对氮肥吸收具较强能力。就对氮素吸收能力看，在提供土壤氮和肥料氮两种 形式时，前4h时土壤微生物比作物强。一天内微生物氮素吸收大幅减少，可能是由于受到碳素限制。就两块试验田而言，作物和土壤微生物吸收的no+比nhT多。并且对nhT的吸收和硝态氮的同化没有抑制作用，可能由于快速硝化率引起铵源的快速消耗所致。与微生物的NH+吸收速率和毛硝化率相比，作物的均为前者的3 - 75倍高,表明在两试验田中，硝酸盐是导致两者竞争的最重要因素。由于土壤微生物对NH+与nq+快速转化和nq+的优先利用，表明在较高无机氮肥的农业系统中,土壤微生物群落能适应高浓度的nq+和加强对nq+的利用从而

3、为其生存提供氮源。,其主要形式为NH+或no-或二者的1. 简介在中欧，集约型农业的生产很大程度取决于所施用的氮肥化合物。据估算，全球每年大约只有50%的肥料N被作物吸收，约2 - 5%的存留在土壤中，约 25%的排放到大气中和约20%勺排放到水体系统中(Galloway et al., 2004 )。过去十多年里，大量的研究 集中于如何提高肥料利用率和谷物粮食的生产及减少氮肥对环境的负面影响(Tilman et al., 2002;Mosier et al., 2004)。其他的研究集中于在一个或多个生长周期后N的去向，或预测作物氮的有效(NO3+、NH4-、NO-)和有机氮。在从未施过肥的

4、耕地土壤中 (Murphy et al., 2000 )。然而可溶性有(N?sholm et al., 2009),无机氮肥N主要性(Jackson et al., 2008)。植物有效氮是土壤中可溶性的无机,同时N的形式(如NH；、no-和NHNO)也影响植物可溶性有机氮和矿物 N样多，并参与矿化作用和固化作用 机氮，特别是游离氨基酸，在一些生态系统中较有利于植物营养 含量高的农业系统中定量性似乎并不重要,(Xu et al., 2008)。这表明在农业土壤中，植物NH4+的同化超过对 no-的同化(e.g. Azam (Gutschick, 1981; Smirnoff and Stewa

5、rt, 1985;,NH4+的存在抑制真菌(Wang et al., 2007)和植物受到矿物氮肥施用的影响。不仅所施用氮肥的量 和微生物的氮代谢.在许多耕作土壤中，研究发现植物和微生物对 et al., 1993),这与生物NO-同化所需的高能有关 Puri and Ashman, 1999) o此外，研究结果也表明(Gessler et al., 1998; Gazzarrini et al., 1999; Siddiqi et al., 2002 )对NO-的吸收，却促进植物对 NH+ 的吸收。然而，相较于这些分子生物学的研究，其它利用土壤的研究表明在这种环境下，土壤微生物和植物对NH+

6、的利用较低或与 no-的利用相类似(Burger and Jacks on, 2003; So ng et al., 2007 ), 可能与NH+相比，no-在土壤中具较强的流动性(Hodge et al., 2000) o导致这些无机氮同化差异的一个因素，可能与微生物活动和施肥引起的农业土壤无机氮池 动态变化有关(e.g. Jacks on et al.,1989)。虽然这些动力学已经建立，但对其机制及微生物 N转换过程中NH；与no-的不同比例的短期效应 (几小时到几天)却了解甚少。由于此过程中可能导致土壤中 的N损失(例如由硝化和反硝化作用引起的气态N的排放),甚至微生物短期内活动性的增

7、强也可以对肥料利用率和作物会带来负面影响。除无机氮的可利用性外，与土壤微生物竞争是影响植物从土壤中吸收氮能力的重要因素之一(Kaye and Hart, 1997)。在数个短期(可达数天)'5N示踪调查草原生态系统的研究中,微生物同化标记*的无机氮的量要比植物多，但一开始快速吸收氮，微生物生物量会达到一个稳定状态，可能由于C源不足以维持其快速增长(Hodge et al.,2000;Harrisonet al.,2008)。同样的研究表明，随后的时期，由于微生物15n逐渐释放到土壤中系吸收。长时间后(数周到数月)，植物添加的15n比例增加，表明植物确实利用了此,最终被植物根N 源(Ha

8、rrisonet al., 2007)。植物的繁殖周期比微生物慢得多，这使的植物争夺同样的N源所需时间更长。在高施氮生态系统(如农耕土壤中)，研究表明竞争可能并不严重(Schimel and Bennett,2004),植物与微生物只竞争有效氮，尤其是NH+和NO-。然而除了植物和土壤微生物之间的竞争在不同群体的土壤微生物之间对肥料N的竞争最为重要。Burger和Jackson(2003)发现，由于施肥后高浓度的可利用无机氮，植物和异养细菌之间对 NH+的竞争明显降低且铵的去向以硝化作用为N在哪个阶段受所施氮主。随着时间变化，肥沃的农田中N的储存形式以NO-为主，植物所需的N也以NO-为主(S

9、chimel and Bennett, 2004)。但是，植物、自养微生物和异养微生物之间竞争吸收肥料 肥的形式和数量的影响尚不清楚。本研究的主要目的是评定-(1) 所施用的无机氮形态影响作物与土壤微生物之间竞争肥料N的阶段。(2) 基于基因拷贝数的差异，施用的不同氮对细菌和真菌数量的影响。+ -(3) 植物和土壤微生物吸收 NH或NO的差异，以及不同形态氮素吸收之间的抑制作用。N的分配，以及环境中肥(4)氮肥的诱致性介导微生物的氮转化率变化，从而控制不同土壤间 料N的流失。2. 材料和方法2.1 土壤取样和实验装置2006 年4月，从维也纳邻近的 Purkersdorf 和Niedersch

10、leinz两个地点取样。从两个地点土壤分布广泛且经常用于大麦种植在这个地区。一个详细的总结和土壤性质网站特征表1规定的数值。土壤样品(每个25公斤)标本从0到20厘米深度从两个地点，立即储存在4到进一步分析。在 开始前的实验均质土壤及已筛(< 2毫米)。试验利用近年来发展起来的一种描述微观系统剩余microcosms由50毫升聚丙烯离心管的补充以上两个不锈钢蓝宝石圆锥形基地。止八(Inselsbacher王汝成等，2009)。简而言之，|8成圆锥形孔钻基地，从而保证充足的曝气的土壤。 Aliquots石的均质土壤field-moist 意义(1分钟,187克一挥 岀转子在试管达成最后 3

11、0毫升的体积。microcosms 直在受控条件下在一个气候室以一个15小时/ 9小时昼夜循环在 21/18 C温度和55%相对的空气水分。提供辅助照明由8个400 W盏日光灯。在pr e-equilibrati on水(WFPS)。详细的土壤 Purkersdorf 28.8克DWS行调整到23.6% WC(%干重)，及25.8克DWo土壤Niederschlei nz到 19.2%的土壤水分含量(WC)两种土壤gravimetrically 调整到62%孔隙空间满了大麦种子在湿润滤纸上发芽2天后，然后下种,期间一天要进行两次通过重量分析来调节土壤水分含量。22施肥和15Na踪进行了三个实验

12、使用相同的协议：三个不同的来源的解决方案 ，或是6.25毫米K2HPO4 12.5毫米,NH4NO325毫米NH4C或25毫米，混合并用于硝酸钾受精。3 d在播种前1.6毫升应用这些混合物的每个小种植后5 d - 1.2 毫升,导致总氮、1毫克0.55毫克磷、钾在1.4毫克,所有的治 疗方式。肥料应用到早晨,2小时后开始的光期。确定利率和固定化微生物总量由15 N加入K15NO3 15 NH4CI分别在每个肥料和治疗。 15 N总金额22.05毫克每碗是15 NH4-N或 15 NO3-N 在NH4NO肥料处理,44.1毫克15 NH4-N或 15 NO3-N 8.8毫克的治疗和8.8毫克NH

13、4CI 15 NH4-N或44.1毫克15 N03-Nf肖酸钾的治疗。均匀分布的应用15 N是确保7-cm针插入一个side-hole的底部的土壤滤芯，慢慢地注入4个位置标记的解决方案（400毫升每注）而撤回针（Portlet王 汝成等，2007）。这项技术已经被证明，保证均匀15 N标签在microcosms满足15 N跟踪研究假 设（Inselsbacher 王汝成等,2009）。植物和土壤的样本 4 h,被1、2、3、6、8 d第二次施肥的 事件。2.3。化学分析在每一个收获并为每个肥料和15 N处理5 microcosms和采样中随机挑选的。植物分为枝及根并简要。然后用蒸馏水漂洗水。植

14、物材料是烤箱干（70 C 48小时）,体重。每一个微观的土壤混合、均质当进一步分析。一个aliquot（4 g）土壤就干入预热70 C / f, 重来确定土壤水分。干燥的土壤和植物是地面在球磨机（Retsch MM2000）和15 N总氮同位素比值分析质谱（IRMS）使用一个元素分析仪（EA 1110、CE乐器）连接到一个连续flow-mode气相同位素比值质 谱仪（DELTAPLUS斐尼甘垫）。另一个aliquot（2 g） 中提取的均质土壤15毫升CaSO4（1（毫米）,随后阴离子反相高效液 相色谱法测定离子色谱（DX 500年,Dion ex,维也纳，奥地利）和电导率检测。在一个三分离阴

15、 离子交换柱（AS11,250年4 mmi.d.,维也纳，奥地利,Dionex）经过化学压制（ASRS-Ultra,Dionex） 和线性氢氧化钠采用梯度洗脱 （0.5 e37.5mM在10分钟内流量min1 2毫 升,柱温35 C）。从aliquots NH醍取（6 g）的均质土壤除45毫升（1米）和由indop he nol反应改 性方法（Kandeler、Gerber、1988）。微生物量碳、氮在土壤中分析了氯仿熏蒸萃取技术，描述阿马托赖德（1988年）和计算氮浓度的差异之间非熏烟熏和泥土样本。简单地说,aliquots 的新土 （6克）进行氯仿（ethanol-free）在24小时22

16、度。两个，烟熏和非熏蒸土壤样品提取K2SO4 45毫升 （0.5美元）前60分钟的过滤。总溶解 N和C的提取，确定了除一个自动C分析仪（岛津万能试验机,TOC-VCPH日本）和总氮的测量单位，日本岛津万能试验机,TNM-1）。一个转换因子对微生 物量碳、氮（肯）0.45应用考虑不完全萃取（Jenkinson王汝成等,2004）。2.4。 重大转型和15 N吸收速率总氮矿化、毛重硝化率和总NH锢定，以及总NH4和 NO3肖耗速率方程计算使用15 N池稀释测定开发和巴肯尼思 （1954）作为改性和Tietema由Wessel（1992）和Bengtson吴昱。（2006）。 土壤样品被4 h和24

17、小时后应用、同质性aliquots标签（6 g）提取土壤除45毫升（1米）1小时。 所有被限制在20 C精华直到有进一步的分析。extractswas 15 N isolatedfor NH4fromtheKCl修改microdiffusion分析技术（索伦森和詹森，1991）。简而言之，剩余精华除被转移到玻璃瓶（50毫升）和NH4转为氨水的添加ofw200毫克氧化镁。陷阱捕捉到了酸氨（含有玻璃纤维滤盘 10毫升硫酸氢钾为2.5米,局限于聚四氟乙烯磁带）在5 d一罐培养在37 C酸陷阱被移走而干燥 的3 d在浓硫酸在干燥机。干过滤盘被剔除出了聚四氟乙烯密封和折叠成为后续分析锡胶囊15 N IR

18、MS内容使用。土壤微生物生物量15 N确定在K2SO转换总氮和熏non -fumigated提取物的土壤NO被碱性过硫酸盐消化（多伊尔王汝成等,2004）。15 N丰度在消化后NO3i硫酸盐 以及除NO在反相高效液相色谱法测定提取物SPINMA系统（离奇王汝成等,2007）。简单地说，硝酸盐在水SpinMas标本减少系统（样品制备无机氮用质谱）没有与V（3）Cl3解决方案（默克， 达姆施塔特，德国）在酸性介质（盐酸、Merck、达姆施塔特，德国（）。无气producedwas传递载 体流的永久他通过公开瓶分裂入口毛细管的四极质谱（400年，在制品映射工具Gmb是一家德国不来梅）。对一氧化氮的离

19、子电流 I在m / z 30日和31 日计算测定15 N丰富的NO3 dissimilatory硝酸盐还原率为铵离子（DNRA）在第一个24小时计算公式是土壤源自15 NO根据收到的银吴昱。（2001）。简单地说，DNRA被确定为不同的原子之间的15铵采样%4h和24小时后，乘以标签应用平均 NH4也大小和纠正，在这段期间，平均停留时间在池中 NH4可 隔。这是然后除以平均15 NO3原子在幕间休息时占同位素的源池。意味着住宅的15倍除以估计了 NH4池初始NH4也,根据率数据NH4肖费总量增加15 NH4（银王汝成等,2001）。意味着住 宅的15倍计算了 NO3也同样通过把初始NO3也决定

20、总NO3肖费。氮是植物和微生物生物量的增加估计为15 N回收的生物量在最初的4小时,24小时,再15 N回收植物和微生物都以及 NH4除以平均原子 % 15 N现有NH4和NO3水池在这些时间间隔。和NO3水池进行了计算为：3.结果3.1.作物和微生物生物量及微生物群落组成（图1）。然而在施用氮肥后的前两天，（单因子变异数分析，P > 0.05）。3NH4NO3和 KNO 3。8天内，在两块施过肥的试验田里，作物生物量显著增加 在不同氮素形态和土壤类型方面，作物生物量没显著的差异天后,在两块试验田中施用NH4CI作为氮源的作物的生物量都明显低于施用这一差别逐渐增大，直到实验后期，在实验结

21、束时，在两块试验田中施用 KNO3的植物生物量明 显比NH4NO3和NH4CI的高（单因子变异数分析,P < 0.05）。此外，对结果进行方差分析（表2）表 明,在两块试验田中都以NH4+为单一氮源时，作物生物量累积开始的较晚。使用此方法处理后，在Niederschlei nz试验田中植物生物量明显累积明显变快（图1）。不像植物生物量那样，影响微生物量氮最重要的因素是土壤类型（F=229.6,P < 0.0001）,以及肥 料的氮 素形式（F=121.3, P<0.0001,表2）,而不是 收获 的时间（F=38.3 ,P <0.0001）。最 初,Niederschl

22、einz试验田的微生物生物量氮要比Purkersdof的高，在两块试验田中施用NH4CI的生物量最高（图1）。在接下来的8d微生物生物量变化显著，在Niederschleinz中变化更大（表 2）.两块试验田在施用氮肥后的前两天，在施用NH4CI和NH4NO3的微生物量氮下滑，而发现施用KNO 3的并无明显变化。与微生物量氮变化不同，两块试验田中细菌16S和真菌18S基因拷贝 数极为相似，与观察到的微生物 N变量相比，其随时间变化很小（图2）,但受不同形态氮素影响 较大（表3）。在两块试验田中，施用NH4NO3后细菌16S和真菌18S基因拷贝数变化较大，施用 KNO3的最小（图2）。然而，在两

23、块试验田中，肥料的氮形式对细菌16S基因拷贝数的影响比真 菌18S强（表3）。在两块试验田中，细菌16S基因拷贝数均高于真菌 18S基因拷贝数，细菌16S与(10 -20)。真菌18S基因拷贝数比率具相同的基因距离在Purkersdof中，细菌铵单氧酶亚单位A（amoA）的拷贝数较高，而Niederschleinz中真菌amoA的拷贝数较高（表3,图3）,这表明两种土壤中不同的群落组成中NH 3氧化剂的能力不同。细菌与真菌amoA的拷贝数比值通常大于1,说明真菌amoA的丰富度比细菌的大（数据未显示）。细菌与真菌amoA的丰富度随时间变化而改变，且受所施肥料N形式的影响更大（表3）,施 用NH

24、4CI的最大,KNO啲最小（图3）。3.2. N转化率施肥24小时后Niederschleinz比Purkersdof的N转化更活跃，氮的矿化、消耗和硝化率也 较高,土壤中NH4+和NO3+的平均停滞时间较短（表4）。除NH4+的固定外，所有过程均明显受不同 形态氮肥的影响（表4）。在两个土壤NH+应用消速率明显增加，平均住宅铵的时代,NH4和令人惊奇 的NO3b此外，在土壤Purkersdorf, 但不是在土壤Niederschleinz 、NO；消耗速率降低氨氮强烈相 比，应用NH4NO和N03 施肥的影响小于NO3明显，轻微的增加，虽然没有消耗速率和 NO3被显著 （P > 0.0

25、5）。很明显，在两个土壤氮转化的主要过程，硝化作用显著高于总氮矿化所有的治疗方式（表4）。硝化作用的重要性也反映在比例15 N回收率和N03也在铵（图4）。在所有的施肥处理氨氮的初始15示踪快速下降，与此同时恢复NH4也在N03也。disimilatory 硝酸盐还原利率的 toammonium（DNRA）,另一方面，不过< 3%的硝化率（表4）,它再次被反映在15 N回收率，因为没有显 著上升15 N在NH4也在应用15示NO3（图4）。气态损失从系统氮 N2O由低，不到0.1%的总溶解N（数据 未显示）3.3作物和微生物中15N的回收15 N回收比例、植物和微生物，都没有显著差别两种

26、土壤（图5,表5）。植物15 N含量在不断增多,8天授精（和15 N示踪剂应用）、总里程达到45 e80%回收应用15 N开始。相反,15 N固定化微生物直 接在最高（4小时）后，达到了 15 Napplication 应用15 N总量的30%，随后下降到少于10%而实验结束 时。当15 N复苏通常更高或类似细菌工厂相比，对二维受精后，三维大大超过15 N后来在所有治疗和两个植物土（图5）。独立的不同形态氮素化肥 ,15 N复苏时植物明显高于 15 N示踪剂加入铵相 比,15三15。这种差异更明显是在土壤Purkersdorf Niederschleinz比土壤。没有这样的差异可以发现在微生物15 N康复。虽然有一种趋势走向更大的15 N回收土壤微生物受到 15 NH4在整个实验期间，这个差异不显著，在任何情况下（四因子变异数分析、Tukey HSD事后比较的测试）。然而,形式的应用有很大影响肥料氮15 N恢复的速度在植物与微生物 （表5）。更明显的15 N后来当土壤植物或 NH4NO更明显，而NH4Cl。15 N的恢复在微生物，另一方面，土壤中是最高的 NH4Cl或更明显。进一步，有显著差异，在植物15 N恢复，这取决于土壤类型、肥料氮 15 N示踪形式 和应用。没有这样的依赖性，被发现为15N复苏的微生物