全 文 ：氯嘧磺隆与尿素对土壤微生物生物量碳、氮
及无机氮的影响*
谭焕波1,2 摇 李新宇1 摇 张惠文1 摇 李摇 旭1 摇 徐明恺1**
( 1中国科学院沈阳应用生态研究所森林与土壤生态国家重点实验室, 沈阳 110164; 2中国科学院研究生院, 北京 100049)
摘摇 要摇 通过室内培养试验,研究了不同浓度氯嘧磺隆(20、200、2000 滋g·kg-1土)单一施用
及与尿素(120 mg·kg-1土)配合施用情况下,土壤微生物生物量碳、氮和土壤铵态氮、硝态氮
随时间的动态变化规律.结果表明: 各浓度氯嘧磺隆单独处理在整个培养期(60 d)中对微生
物生物量碳、氮均有抑制作用,且浓度越高,后期抑制作用越强;各浓度氯嘧磺隆处理在培养
前期对硝态氮、铵态氮没有明显影响,中期(15 d)能显著提高土壤中铵态氮的含量,后期
(30 d后)显著提高了土壤中硝态氮的含量.尿素单独施用及与氯嘧磺隆配施均能在短时间内
增加微生物生物量碳、氮,但随后配施处理的促进作用减弱;尿素单独和配施均能持久增加土
壤中铵态氮、硝态氮含量.
关键词摇 氯嘧磺隆摇 尿素摇 微生物生物量碳摇 微生物生物量氮摇 无机氮
文章编号摇 1001-9332(2012)08-2219-06摇 中图分类号摇 X171. 5摇 文献标识码摇 A
Effects of chlorimuron鄄ethyl and urea on soil microbial biomass carbon and nitrogen and soil
inorganic nitrogen. TAN Huan鄄bo1,2, LI Xin鄄yu1, ZHANG Hui鄄wen1, LI Xu1, XU Ming鄄kai1
( 1State Key Laboratory of Forest and Soil Ecology, Institute of Applied Ecology, Chinese Academy of
Sciences, Shenyang 110164, China; 2Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing
100049, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(8): 2219-2224.
Abstract: A microcosm experiment was conducted to study the effects of different concentration
chlorimuron鄄ethyl ( 20, 200, and 2000 滋g · kg-1 soil ) and its combination with urea
(120 mg·kg-1 soil) on the dynamic changes of soil microbial biomass carbon and nitrogen and soil
nitrate nitrogen and ammonium nitrogen. Applying chlorimuron鄄ethyl alone decreased the soil micro鄄
bial biomass carbon and nitrogen throughout the experiment period (60 days), and the decrement
increased with increasing chlorimuron鄄ethyl concentration. Chlorimuron鄄ethyl had little effects on
the soil ammonium nitrogen and nitrite nitrogen in the early period of the experiment, but increased
the soil ammonium nitrogen in the mid鄄period (15 d) and the soil nitrate nitrogen in the late period
(after 30 days) significantly. Both urea addition and its combination with chlorimuron鄄ethyl
increased the soil microbial biomass carbon and nitrogen obviously in a short time, but the effect of
combined addition of urea and chlorimuron鄄ethyl weakened then. Applying urea and its combination
with chlorimuron鄄ethyl resulted in a lasting increase of soil nitrate nitrogen and ammonium nitrogen.
Key words: chlorimuron鄄ethyl; urea; microbial biomass carbon; microbial biomass nitrogen; inor鄄
ganic nitrogen.
*国家自然科学基金项目(41101221,41071202)资助.
**通讯作者. E鄄mail: mkxu@ iae. ac. cn
2011鄄09鄄29 收稿,2012鄄05鄄09 接受.
摇 摇 氯嘧磺隆是美国杜邦公司于 20 世纪 80 年代开
发的一种磺酰脲类除草剂. 由于氯嘧磺隆具有低毒
性、低用量(2 ~ 75 g·hm-2)、杀草谱广、超高活性、
高选择性等优点[1],自从 20 世纪 90 年代引进中国
以来,被广泛应用于东北地区的大豆田中.仅黑龙江
省年用量就约 400 t,使用面积约 1郾 33伊106 hm2 [2] .
氯嘧磺隆属长残效除草剂,在土壤中不易挥发和光
解,主要依靠微生物和化学作用降解[3],能在土壤
中持续积累,在连作或轮作农田中能造成后茬作物
(如甜菜、玉米、水稻)的减产或绝产[4],影响农业种
植结构的调整.同时,长期施用使农田的土壤质量严
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 8 月摇 第 23 卷摇 第 8 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Aug. 2012,23(8): 2219-2224
重退化,土壤生态系统生产力下降,造成严重的土壤
生态问题.近年来,对于氯嘧磺隆的研究主要集中在
毒性、对植物的作用方式、降解方式、残留检测方法
等,但是对土壤中微生物生物量碳、氮,铵态氮、硝态
氮的影响报道较少. 土壤微生物生物量及铵态氮和
硝态氮含量是研究土壤有机碳和氮素循环及转化过
程的重要指标,是综合评价土壤质量和肥力状况的
标准之一[5-6],在农田生态系统中作为土壤理化性
质改变的一项重要的早期指示因子[7-9] .因此,研究
他们的变化对于了解土壤肥力及土壤养分转化、供
应情况等都具有重要意义. 本试验采用室内模拟的
方法,研究不同浓度氯嘧磺隆单独及与尿素复合处
理对土壤中微生物生物量碳、氮,硝态氮和铵态氮的
影响规律,以揭示氯嘧磺隆在施用过程中所存在的
潜在生态风险,为合理施用提供科学依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试土壤
本试验土壤采集于中国科学院沈阳生态试验站
14 年没有受农药和肥料影响的撂荒地(41毅31忆 N,
123毅22忆 E).取 0 ~ 20 cm土,共 20 kg,混匀,过 2 mm
筛备用. 该土壤为潮棕壤,土壤有机质含量为
16郾 5 g·kg-1,速效氮为 25郾 2 mg·kg-1,速效磷为
9郾 37 mg·kg-1,速效钾为 148郾 9 mg· kg-1, pH 为
6郾 25.
1郾 2摇 供试农药
20%氯嘧磺隆可湿性粉剂,由沈阳化工研究院
提供.尿素为分析纯试剂, 为国药集团化学试剂有
限公司生产.
1郾 3摇 试验设计
将新鲜过筛土壤分成 8 份,每份 2400 g,分别加
入不同剂量的氯嘧磺隆和尿素,具体处理如下:1)
低浓度氯嘧磺隆(20 滋g·kg-1),为田间施用浓度;
2)中浓度氯嘧磺隆(200 滋g·kg-1);3)高浓度氯嘧
磺隆(2000 滋g·kg-1);4) 尿素(120 mg·kg-1,下
同);5)尿素+低浓度氯嘧磺隆;6)尿素+中浓度氯嘧
磺隆;7)尿素+高浓度氯嘧磺隆;8)不加氯嘧磺隆和
尿素(对照).调节土壤含水量到 20% ,分装于培养
盆中,每个处理 3 个重复. 盆口用黑色塑料袋遮盖,
保证一定的通气性.室温避光培养,每隔 2 d 称量并
补充无菌水以保持含水量,分别在第 1、7、15、30、
45、60 天取样,进行微生物生物量碳、氮,硝态氮和
铵态氮含量测定.
1郾 4摇 测定方法
土壤微生物生物量碳、氮的测定采用氯仿熏蒸
法:用 0郾 5 mol·L-1 K2SO4 浸提经无水乙醇氯仿熏
蒸和未熏蒸土样(水土比 4 颐 1),浸提液中的总有机
碳和全氮用 Liqui TOC总有机碳分析仪(Elementar,
德国)测定,土壤微生物生物量碳、氮含量以熏蒸和
未熏蒸的有机碳、全氮含量之差分别除以转换系数
KEC和 KEN得到,其中 KEC =0郾 38[10],KEN =0郾 45[11] .
土壤中铵态氮、硝态氮含量测定:用 2 mol·L-1
KCl浸提土样(水土比 10 颐 1),过滤后滤液中的铵
态氮、硝态氮用 3鄄AA3 型(Bran Lubbe, 德国)连续
流动分析仪测定[12] .
1郾 5摇 数据处理
采用 SPSS 13郾 0 软件进行数据处理与分析,采
用单因素方差分析(one鄄way ANOVA),多重比较用
最小显著差异法(LSD,琢=0郾 05),制图由 Excel 2003
完成.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同处理对土壤微生物生物量碳的影响
从土壤微生物生物量碳的变化曲线(图 1)可以
看出,各浓度氯嘧磺隆处理土壤微生物生物量碳的
图 1摇 不同处理土壤微生物生物量碳变化
Fig. 1摇 Dynamics of microbial biomass carbon in different treat鄄
ments郾
CK: 对照 Control; C: 氯嘧磺隆 Chlorimuron鄄ethyl; U: 尿素 Urea郾 下
同 The same below郾
0222 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
含量在整个培养过程中都低于对照,且氯嘧磺隆浓
度越大,其后期抑制作用越强. 第 1 天时,20、200、
2000 滋g · kg-1 处理分别比对照组降低 5郾 4% 、
9郾 6% 、26郾 2% ;第 30 天时,20、200 滋g·kg-1处理的
降幅达到最大值,分别比对照组降低 29郾 0% 和
49郾 9% ;而 2000 滋g·kg-1处理的最低点出现在第 45
天,比对照组降低 63郾 8% . 20、200 滋g·kg-1处理土
壤微生物生物量碳在第 45 天时开始增加,到第 60
天时已经恢复到对照组的 94郾 4% 和 91郾 8% ;而
2000 滋g·kg-1处理直到第 60 天时也没有恢复.
摇 摇 加入尿素能短期内显著增加各处理微生物生物
量碳,以单独添加尿素组最为明显.单加尿素处理随
培养时间的增加微生物生物量碳持续增加,到第 45
天时增幅达到最大,比对照组高 23郾 0% ;尿素 +
200 滋g·kg-1、尿素+2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理在
第 7 天时增幅最大,分别比不加尿素的 200、2000
滋g·kg-1氯嘧磺隆处理增加 18郾 1% 、22郾 7% . 第 15
天时,尿素+20 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理增幅达到最
大,比对照组高 14郾 7% ,比不加尿素的 20 滋g·kg-1
氯嘧磺隆处理高 33郾 5% ;而尿素+200 滋g·kg-1、尿
素+2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理微生物生物量碳迅
速下降. 第 30 天时,尿素+20 滋g·kg-1、尿素+200
滋g·kg-1、尿素+2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理微生物
生物量碳均低于对照,但尿素+20 滋g·kg-1、尿素+
200 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理随后逐渐恢复,并最终在
第 60天时恢复到对照组水平;而尿素+2000 滋g·kg-1
氯嘧磺隆处理微生物生物量碳仍然保持下降趋势.
2郾 2摇 不同处理对土壤微生物生物量氮的影响
由土壤微生物生物量氮的变化曲线(图 2)可以
看出,各浓度氯嘧磺隆施入土壤中均能明显降低土
壤微生物生物量氮含量,且随着浓度的增大降幅增
大.在第 1 天时,200、2000 滋g·kg-1处理比对照组分
别下降 9郾 6%和 18郾 9% .随着时间的延长,各处理组
微生物生物量氮持续下降,其中 20、200 滋g·kg-1处
理在第 30 天时达到最低值,比对照组降低 19郾 4% 、
31郾 7% .在第 30 天后,20、200 滋g·kg-1处理微生物
生物量氮有所增加,到第 60 天试验结束时分别恢复
到对照组的 95郾 8%和 85郾 2% . 而 2000 滋g·kg-1处
理组微生物生物量氮的最低值出现在第 45 天时,比
对照组降低 53郾 3% ;到第 60 天时虽略有恢复,仍比
对照组低 47郾 1% .
加入尿素后,短期内各加尿素组微生物生物量
氮都有显著增加.单加尿素处理对微生物生物量氮
的刺激作用最强,第45天达到最高值,比对照增加
图 2摇 不同处理土壤微生物生物量氮变化
Fig. 2 摇 Dynamics of microbial biomass nitrogen in different
treatments郾
65郾 0% ,然后开始下降,但第 60 天时仍高于其与 3
个浓度氯嘧磺隆的复合处理;尿素+20 滋g·kg-1氯
嘧磺隆处理比单加 20 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理在第 1
天时增加 9郾 7% ;在第 15 天时各加尿素组微生物生
物量氮达到最大值,尿素+20 滋g·kg-1、尿素+200
滋g·kg-1、尿素+2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理比 20、
200、2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理分别增加 25郾 6% 、
9郾 2% 、40郾 7% ,但仍然低于单加尿素处理;第 30 天
时,尿素刺激作用减弱,各组微生物生物量氮含量均
有下降,都低于对照水平,但微生物生物量氮的值均
比不加尿素组高,分别增加 4郾 4% 、4郾 8% 、43郾 5% ;
第 60 天时,尿素+20 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理微生物
生物量氮比对照组增加 12郾 3% ,而尿素 + 200
滋g·kg-1、尿素+2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理分别
比对照组低 11郾 9% 、38郾 3% ,但仍高于相应的未加
尿素组.
2郾 3摇 不同处理对土壤铵态氮的影响
从铵态氮的变化曲线图(图 3)可以看出,氯嘧
磺隆浓度越高,铵态氮含量下降越慢,残留越高. 第
15 天时,各氯嘧磺隆处理比对照组显著增高,20
滋g·kg-1、200 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理在第 30 天时
恢复到对照水平,而 2000 滋g·kg-1处理在第 45 天
时恢复到对照水平.
加入尿素能在短时间内显著提高各加尿素组土
12228 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 谭焕波等: 氯嘧磺隆与尿素对土壤微生物量碳氮及无机氮的影响摇 摇 摇 摇 摇
图 3摇 不同处理土壤中铵态氮变化
Fig. 3摇 Dynamics of ammonium nitrogen (NH4 + 鄄N) in different
treatments郾
壤铵态氮的含量,随后逐渐降低,直到 45 d 后才有
处理恢复至对照水平. 单加尿素组铵态氮的含量下
降最快,第 45 天时恢复到对照水平;尿素与氯嘧磺
隆配施处理的铵态氮含量则缓慢降低,虽然尿素+
20 滋g·kg-1、尿素+200 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理铵态
氮含量略高于单加尿素组,比单加尿素组降低缓慢,
但三者之间没有显著性差异,但均显著高于对照组.
而尿素+2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理在第 15 天时
比尿素、尿素+20 滋g·kg-1、尿素+200 滋g·kg-1氯嘧
磺隆处理铵态氮都有显著增高,并一直持续到第 60
天试验结束时.
2郾 4摇 不同处理对土壤硝态氮的影响
从硝态氮含量变化曲线(图 4)可以看出,20、
200、2000 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理从第 30 天起土壤
中硝态氮含量比对照组有显著增加,并一直持续到
第 60 天,但各处理组间没有显著性差异.
加入尿素能显著提高各加尿素组土壤硝态氮的
含量,且刺激作用一直持续到第 45 天. 尿素单独处
理硝态氮含量增加最为明显,整个培养期都高于其
他处理.尿素与氯嘧磺隆配施处理组硝态氮含量在
整个培养期都高于相应的氯嘧磺隆单独处理组,尤
其是第 15 天以后,尿素、尿素+20 滋g·kg-1、尿素+
200 滋g·kg-1氯嘧磺隆处理从第 7 天开始比对照组
有显著增高,并持续增加,在第 45 天时达到最高,分
图 4摇 不同处理土壤中硝态氮变化
Fig. 4 摇 Dynamics of nitrate nitrogen ( NO3 - 鄄N) in different
treatments郾
别为 58郾 59、55郾 68 和 53郾 88 mg·kg-1,而尿素+2000
滋g·kg-1氯嘧磺隆处理从第 15 天后也显著高于对
照,直到培养结束,并且在整个培养期其硝态氮含量
始终低于尿素、尿素 + 20 滋g · kg-1、尿素 + 200
滋g·kg-1氯嘧磺隆处理组.
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 氯嘧磺隆对土壤微生物生物量的影响
微生物生物量可作为反映土壤微生物整体活性
的指标.大量研究表明,在土壤中施入除草剂会显著
降低土壤中微生物的数量[13-14] 和微生物生物
量[15-16],但也有报道认为有些除草剂并不影响甚至
会增加土壤真菌数量[17]和微生物生物量[18] . 在本
试验中,氯嘧磺隆能显著降低土壤微生物生物量碳、
氮,且浓度越高后期抑制作用越强.虽然氯嘧磺隆在
土壤中降解的半衰期为 10 ~ 21 d左右[19-20],但本试
验中其毒性影响持久,20、200 滋g·kg-1处理 45 d 后
逐渐恢复至略低于对照水平,而 2000 滋g·kg-1处理
始终显著低于对照.
常会庆等[21]研究表明,尿素加入后,一部分被
土壤微生物所固定,转化为生物量碳、氮,使微生物
生物量碳、氮在短期内增加. 本试验中,短期内尿素
显著促进了微生物生物量碳、氮的增加,但随后刺激
作用减弱,与常会庆等[21]的研究结果一致,但氯嘧
2222 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
磺隆的加入仍可使其降低,说明氯嘧磺隆对土壤微
生物具有较强的抑制作用.
除草剂不仅影响微生物数量和生物量,Li等[22]
发现除草剂乙草胺对氨氧化细菌等功能微生物的多
样性有抑制作用,同时还能改变土壤真菌种群结构,
增加土传病原真菌数量,使植物病害暴发的风险加
大[23] .土壤微生物数量、生物量、种群多样性和功能
作为生物标志物是检测土壤质量的敏感指标[24-25],
它们的降低可能造成土壤质量退化. 本研究发现氯
嘧磺隆的施入可以造成土壤微生物生物量碳、氮的
降低,其对土壤微生物种群结构和功能的影响将是
今后的研究重点.
3郾 2摇 氯嘧磺隆对土壤铵态氮、硝态氮的影响
硝化作用过程由 2 种化能自养细菌完成:氨氧
化细菌和亚硝酸氧化菌,将铵态氮转变成硝态氮.有
文献报道,甲磺隆会使土壤中的氨氧化细菌数量下
降[26] . Gigliotti 等[27]研究发现,苄嘧磺隆对水稻田
土壤中可培养细菌和真菌数量没有显著影响,但是
明显降低了土壤的硝化作用. 本试验中,添加尿素
后,尿素分解使得铵态氮浓度增加[28],尿素与农药
配施组土壤铵态氮含量显著高于对照,在硝化作用
下,铵态氮含量随时间延长逐渐降低,各浓度土壤逐
渐出现差别,高浓度土壤呈现出较高、较持久的铵态
氮含量.这可能是氯嘧磺隆抑制了土壤中进行硝化
作用的微生物,对土壤硝化作用具有抑制效应,铵态
氮转化为硝态氮的速度较慢,而且浓度越高抑制作用
越强.氯嘧磺隆单独处理也有这样的抑制作用,但由
于土壤铵态氮含量不高,变化不如添加尿素后明显.
氯嘧磺隆单独处理硝态氮含量在试验后期显著
高于对照组.其硝态氮含量较高,但相应的土壤微生
物生物量碳、氮的值较低,说明微生物对硝态氮的利
用率低.这可能是由于氯嘧磺隆降低了土壤微生物
数量[29],减少了对硝态氮的吸收利用,而对照组的
硝态氮含量最低,但微生物生物量碳、氮最高. 加入
尿素后,土壤硝态氮含量逐渐增加,这可能由于加入
尿素后,尿素分解产生大量的铵态氮,使铵态氮的浓
度在短期内迅速升高,使硝化细菌大量增加[30-31],
强烈刺激硝化作用的进行,硝态氮的浓度也迅速升
高,同时土壤微生物生物量碳、氮值也略有升高.
参考文献
[1]摇 Brown HM. Mode of action, crop selectivity, and soil
relations of the sulfonylurea herbicides. Pesticide Sci鄄
ence, 1990, 29: 263-281
[2]摇 Zhao C鄄S (赵长山), He F鄄L (何付丽). Effects of
long residue herbicides on agricultural development of
Heilongjiang Province. Journal of Northeast Agricultural
University (东北农业大学学报), 2007, 38(1): 136-
139 (in Chinese)
[3]摇 Zhang XL, Zhang HW, Li X, et al. Isolation and char鄄
acterization of Sporobolomyces sp. LF1 capable of de鄄
grading chlorimuron鄄ethyl. Journal of Environmental Sci鄄
ences, 2009, 21: 1253-1260
[4]摇 Li W鄄Z (李为忠), Fan D鄄S (范东升), Luan Y鄄B (栾
宇博). Current situation, problems and solutions of
ethametsulfuron, chlorimuron鄄ethyl and imazethapyr.
Agrochemicals (农药), 2008, 47(11): 781-789 ( in
Chinese)
[5]摇 Shan H鄄B (单鸿宾), Liang Z (梁 摇 智), Wang C鄄L
(王纯利), et al. Effect of continuous cropping and irri鄄
gation way on soil microbial biomass carbon and nitro鄄
gen. Agricultural Research in the Arid Areas (干旱地区
农业研究), 2010, 7(4): 202-205 (in Chinese)
[6]摇 Xue J鄄F (薛菁芳), Gao Y鄄M (高艳梅), Wang J鄄K
(汪景宽), et al. Microbial biomass carbon and nitro鄄
gen as an indicator for evaluation of soil fertility. Chinese
Journal of Soil Science (土壤通报), 2007, 38 (2):
247-250 (in Chinese)
[7]摇 Yang K, Zhu JJ, Zhng M, et al. Soil microbial biomass
carbon and nitrogen in forest ecosystems of Northeast
China: A comparison between natural secondary forest
and larch plantation. Journal of Plant Ecology, 2010,
3: 176-182
[8]摇 Brookes PC. The use of microbial parameters in monito鄄
ring soil pollution by heavy metals. Biology and Fertility
of Soils, 1995, 19: 269-279
[9]摇 Jordan D, Kremer RJ, Bergfield WA, et al. Evaluation
microbial methods as potential indicators of soil quality
in historical agricultural fields. Biology and Fertility of
Soils, 1995, 19: 297-302
[10]摇 Ocio JA, Brookes PC. An evaluation of methods for
measuring the microbial biomass in soils following recent
additions of wheat straw and the characterization of the
biomass that develops. Soil Biology & Biochemistry,
1990, 22: 685-694
[11]摇 Brookes PC, Landman A, Pruden G, et al. Chloroform
fumigation and the release of soil nitrogen: A rapid di鄄
rect extraction method to measure microbial biomass ni鄄
trogen in soil. Soil Biology & Biochemistry, 1985, 17:
837-842
[12]摇 Lu R鄄K (鲁如坤). Analyse Methods for Soil and Agro鄄
chemistry. Beijing: China Agricultural Science and
Technology Press, 2000 (in Chinese)
[13]摇 Sheng Y (盛 摇 宇), Xu J (徐 军), Liu X鄄G (刘新
刚), et al. Effects of chlorimuron鄄ethyl on soil microbi鄄
al community structure in soybean field. Chinese Journal
of Applied Ecology (应用生态学报), 2010, 21(11):
2992-2996 (in Chinese)
[14]摇 Zhang XL, Li X, Zhang CG, et al. Ecological risk of
long鄄term chlorimuron鄄ethyl application to soil microbial
community: An in situ investigation in a continuously
cropped soybean field in Northeast China. Environmental
32228 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 谭焕波等: 氯嘧磺隆与尿素对土壤微生物量碳氮及无机氮的影响摇 摇 摇 摇 摇
Science and Pollution Science, 2011, 18: 407-415
[15] 摇 Yao B (姚 摇 滨), Zhang C鄄L (张超兰). Effect of
three herbicides on microbial biomass C, N and respira鄄
tion in paddy soil. Ecology and Environment (生态环
境), 2008, 17(2): 580-583 (in Chinese)
[16]摇 Feng H鄄M (冯慧敏), He H鄄B (何红波), Bai Z (白
震), et al. Mirobial degradation of acetochlor in molli鄄
sol and the effects of acetochlor on the characteristics of
soil phospholipid fatty acids. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 2008, 19(7): 1585-1590
(in Chinese)
[17]摇 Li X鄄Y (李新宇), Zhang H鄄W (张慧文), Zhang J
(张摇 晶), et al. Effects of acetochlor and methami鄄
dophos on culturable fungal population and community
structure in black soil. Chinese Journal of Applied Ecolo鄄
gy (应用生态学报), 2005, 16(6): 1099-1103 ( in
Chinese)
[18]摇 Wardle DA, Parkinson D. Influence of the herbicides
2,4鄄D and glyphosate on soil microbial biomass and ac鄄
tivity: A field experiment. Soil Biology & Biochemistry,
1992, 24: 185-186
[19]摇 Chen D鄄W (陈道文), Yang H (杨摇 红), Xu M (许
敏), et al. The residue dynamic of chlorimuron鄄ethyl in
soybean field. Agrochemicals (农药), 1993, 32(6):
40-41 (in Chinese)
[20]摇 Song Y鄄Y (宋艳宇), Zhang H (张 摇 浩), Wang Y
(王摇 岩), et al. The residue dynamic of chlorimuron鄄
ethyl in soybean and soil. Soybean Science (大豆科
学), 2007, 26(4): 634-636 (in Chinese)
[21]摇 Chang H鄄Q (常会庆), Hong J鄄P (洪坚平). Effect of
the bacterial fertilizer, organic fertilizer and urea as the
bio鄄compound fertilizer on soil biomass C and N. Jour鄄
nal of Anhui Agricultural Sciences (安徽农业科学),
2007, 35(21): 6521-6523 (in Chinese)
[22]摇 Li XY, Zhang HW, Wu MN, et al. Impact of aceto鄄
chlor on ammonia鄄oxidizing bacteria in microcosm soils.
Journal of Environmental Sciences, 2008, 20: 1126 -
1131
[23]摇 Li XY, Su ZC, Li X, et al. Assessing the effects of
acetochlor on soil fungal communities by DGGE and
clone library analysis. Ecotoxicology, 2010, 19: 1111-
1116
[24]摇 Wang F (王摇 菲), Yang G鄄P (杨官品), Li X鄄J (李
晓军), et al. Application of microbial markers in the
researches of soil pollution ecology. Chinese Journal of
Ecology (生态学杂志), 2008, 27(1): 105-110 ( in
Chinese)
[25]摇 Tian Y鄄H (田耀华), Feng Y鄄L (冯玉龙). Applica鄄
tion of microbial research in evaluation of soil quality.
Chinese Journal of Applied and Environmental Biology
(应用与环境生物学报), 2008, 14(1): 132-137 (in
Chinese)
[26]摇 He YH, Shen DS, Fang CR, et al. Effects of metsuofu鄄
ron鄄methyl on the microbial population and enzyme ac鄄
tivities in wheat rhizospere soil. Journal of Environmen鄄
tal Science and Health Part B, 2006, 41: 269-284
[27]摇 Gigliotti C, Allievi L. Differential effects of the herbi鄄
cides bensulfuron and cinosulfuron on soil microorgan鄄
isms. Journal of Environmental Science and Health Part
B, 2001, 36: 775-782
[28]摇 Zaman M, Saggar S, Blennerhassett JD, et al. Effect of
urease and nitrification inhibitors on N transformation,
gaseous emissions of ammonia and nitrous oxide, pasture
yield and N uptake in grazed pasture system. Soil Biolo鄄
gy & Biochemistry, 2009, 41: 1270-1280
[29]摇 Xie X鄄M (谢晓梅), Liao M (廖 摇 敏), Huang C鄄Y
(黄昌勇), et al. Effects of bensulfuron鄄methyl on soil
microbial activity and biochemistry characteristics in
paddy. Chinese Journal of Rice Science (中国水稻科
学), 2004, 18(1): 67-72 (in Chinese)
[30]摇 Aurelio M, Briones J, Okabe S, et al. Ammonia鄄oxidi鄄
zing bacteria on root biofilms and their possible contribu鄄
tion to N use efficiency of different rice cultivars. Plant
and Soil, 2003, 250: 335-348
[31]摇 Hou Y鄄L (侯彦林), Wang S鄄G (王曙光), Guo W
(郭 摇 伟 ). Effect of urea application amount on
microbes and enzymes in soil. Chinese Journal of Soil
Science (土壤通报), 2004, 35(3): 303-306 (in Chi鄄
nese)
作者简介摇 谭焕波,男,1987 年生,硕士研究生.主要从事分
子生态学和土壤微生物学研究. E鄄mail: tan. huanbo@ gmail.
com
责任编辑摇 肖摇 红
4222 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷