不同施肥處理下旱地紅壤中阿特拉津的環(huán)境歸趨及其調(diào)控研究①

董攀月，陳禹竹，曾 軍，林先貴，駱永明，吳宇澄*

不同施肥處理下旱地紅壤中阿特拉津的環(huán)境歸趨及其調(diào)控研究①

董攀月1,2，陳禹竹1，曾 軍1，林先貴1，駱永明1，吳宇澄1,2*

(1 中國科學(xué)院土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點(diǎn)實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

本研究采集長期施用化肥或有機(jī)肥(豬糞)的旱地紅壤，設(shè)置單一或復(fù)合添加木質(zhì)素和牡蠣殼粉的不同組合處理，進(jìn)行微宇宙試驗。采用同位素示蹤、定量PCR、高通量測序等方法，研究施肥及土壤改良措施對紅壤中阿特拉津礦化特征及降解微生物的調(diào)控作用。結(jié)果表明，在14周培養(yǎng)期間，旱地紅壤對阿特拉津的礦化率低于0.33%。牡蠣殼粉有效提高紅壤pH、改變土壤細(xì)菌群落，將施化肥、有機(jī)肥土壤中礦化率大幅提高至43.3% 和9.51%，同時導(dǎo)致和等阿特拉津降解功能基因的富集。木質(zhì)素則顯著促進(jìn)阿特拉津殘留態(tài)形成，使阿特拉津與土壤有機(jī)質(zhì)的結(jié)合達(dá)對照組的6.1倍，但對污染物的礦化沒有明顯作用。本研究結(jié)果有助于闡明旱地紅壤中阿特拉津的環(huán)境歸趨，并為發(fā)展適用于紅壤的污染物控制技術(shù)提供科學(xué)依據(jù)。

阿特拉津；紅壤；土壤改良；微生物降解；環(huán)境歸趨

紅壤廣泛分布于我國南方熱帶、亞熱帶地區(qū)，具有富鐵鋁化、酸化和低肥力等特征。研究表明，與其他土壤類型相比，紅壤中有機(jī)污染物如多環(huán)芳烴[1]、抗生素[2]的降解速率偏低。鑒于紅壤地區(qū)是我國重要的糧食、經(jīng)濟(jì)作物生產(chǎn)基地，研究紅壤中有機(jī)污染物的轉(zhuǎn)化及其調(diào)控技術(shù)，對于保障糧食安全、生態(tài)安全具有重要科學(xué)意義。

阿特拉津是一種選擇性內(nèi)吸傳導(dǎo)型除草劑，由于其低成本、易應(yīng)用的特點(diǎn)，使用量逐年增加。據(jù)統(tǒng)計，2019年我國消耗阿特拉津近1 300萬公斤[3]。在我國南方地區(qū)，阿特拉津常用于玉米、甘蔗等作物的雜草控制。阿特拉津易殘留、易遷移[4]，導(dǎo)致深層土壤、地表水及地下水中阿特拉津及其降解產(chǎn)物的檢出[5-6]，產(chǎn)生健康和生態(tài)環(huán)境風(fēng)險。阿特拉津具有毒性及內(nèi)分泌干擾性，低濃度即可損害青蛙、斑馬魚的生殖健康[3,7-8]。農(nóng)田土壤中殘留的阿特拉津可能對后茬作物產(chǎn)生影響[9]。已知微生物可通過氧化脫烷基化或脫鹵反應(yīng)降解阿特拉津[10]，與土壤–污染物相互作用，共同決定著阿特拉津的環(huán)境歸趨。

農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，常采用施肥、調(diào)節(jié)酸度等措施進(jìn)行土壤改良，提高農(nóng)田生產(chǎn)力。這些措施在不同程度上影響著土壤的理化及微生物性質(zhì)[11-12]，并進(jìn)而影響有機(jī)污染物的微生物降解與環(huán)境行為。例如，付登強(qiáng)等[13]利用碳酸鈣調(diào)節(jié)土壤pH，影響污染物的降解。而木質(zhì)素能有效促進(jìn)多環(huán)芳烴污染土壤的修復(fù)[14-15]。目前，仍缺乏對不同施肥、不同土壤改良措施影響下紅壤中阿特拉津降解過程的認(rèn)識。本研究依托旱地紅壤長期定位施肥試驗，設(shè)置土壤微宇宙，通過同位素示蹤研究調(diào)節(jié)酸度和添加改良劑下阿特拉津的環(huán)境歸趨；采用微生物高通量測序等方法，解析土壤微生物群落及阿特拉津降解菌的群落響應(yīng)。研究結(jié)果有助于闡明不同施肥處理下旱地紅壤中阿特拉津的微生物降解規(guī)律，并為開發(fā)適用于紅壤的有機(jī)污染物修復(fù)技術(shù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自江西鷹潭農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站長期定位施肥試驗地，土壤類型為第四紀(jì)紅色黏土。該試驗始于1996年，本研究選取其中氮磷鉀化肥(U)和豬糞配施磷鉀(M)兩個處理，在4個重復(fù)小區(qū)中采集表層10 cm表層土壤后組合為一個混合樣。自然風(fēng)干后磨細(xì)、過2 mm篩，儲存于4 ℃。經(jīng)測定，施化肥土壤U和施有機(jī)肥土壤M的基本理化性質(zhì)分別為：pH 5.13、6.20(土水比1︰2.5，︰)，有機(jī)質(zhì)12.0、13.9 g/kg，全氮0.84、1.00 g/kg，全磷0.36、1.15 g/kg，全鉀15.8、14.9 g/kg，其他基本理化性質(zhì)參見文獻(xiàn)[16]。

1.2 化學(xué)試劑

14C-阿特拉津購自American Radiolabeled Chemicals, Inc.，12C-阿特拉津(純度>97%)購自梯西愛(上海)化成工業(yè)發(fā)展有限公司，堿性木質(zhì)素購自Sigma-Aldrich，牡蠣殼粉為自制。其他所用試劑均為分析純或以上。

1.3 試驗設(shè)計

設(shè)置兩組平行試驗，研究不同施肥紅壤中阿特拉津的環(huán)境歸趨及調(diào)控措施的影響。第一組試驗(試驗I)通過加入混合的14C- 和12C-阿特拉津研究污染物的環(huán)境歸趨，共設(shè)立4個處理(表1)：僅添加阿特拉津的對照(CK)，CK基礎(chǔ)上添加牡蠣殼粉調(diào)節(jié)pH處理(OS)、添加木質(zhì)素處理(L)、添加牡蠣殼粉及木質(zhì)素處理(OS+L)。第二組試驗(試驗II)在上述4個處理中僅添加12C-阿特拉津，另設(shè)立不添加阿特拉津的對照(CK0)，用于研究微生物群落響應(yīng)。所有處理均設(shè)立3個重復(fù)。

表1 試驗處理

注：+為有，–為無；阿特拉津含量為50 μg/g，14C阿特拉津添加量為2.0×105DPM/g；牡蠣殼粉和木質(zhì)素的最終含量為10 mg/g。

在開展礦化研究前，預(yù)先開展了牡蠣殼粉調(diào)節(jié)土壤pH的效果評估。結(jié)果表明，加入0.5% 或1% 牡蠣殼粉后兩種施肥土壤pH的變化趨勢一致，均為先快速增加，后緩慢下降。較高牡蠣殼粉用量(1%)能長期(110 d)維持土壤pH近中性，因此在研究中設(shè)置牡蠣殼粉用量為1%。木質(zhì)素用量參照文獻(xiàn)[15]設(shè)定為1%。

土壤微宇宙設(shè)置為：60 ml礦化管中裝入5.0 g土壤，阿特拉津的加入?yún)⒄瘴墨I(xiàn)進(jìn)行[14]。添加土壤改良劑后調(diào)節(jié)土壤含水量為田間持水量的60%，于黑暗條件下室溫(25 ℃)培養(yǎng)。試驗I每周取樣測定14CO2，試驗結(jié)束后破壞性取樣，測定14C在土壤中的分布；試驗II于培養(yǎng)第7周、第14周進(jìn)行破壞性取樣，提取DNA后用于下游分子生態(tài)分析。

1.4 阿特拉津礦化、可提取態(tài)和結(jié)合態(tài)的測定

礦化部分：用 1 mol/L NaOH溶液吸收CO2，采用液體閃爍計數(shù)法測定14CO2量。計算累加的14CO2釋放量，用于評價阿特拉津的礦化趨勢。

可提取態(tài)：培養(yǎng)結(jié)束后，土壤樣品風(fēng)干過60目篩，丙酮、正己烷1︰1混合液超聲提取30 min，2 500 r/min離心5 min，經(jīng)裝有5 g無水硫酸鈉的濾紙過濾至茄型瓶中，重復(fù)3次。提取液旋轉(zhuǎn)蒸干，正己烷溶解，液閃法測定可提取態(tài)含量。

腐殖酸與富里酸結(jié)合態(tài)：將經(jīng)過丙酮、正己烷提取后的土壤風(fēng)干，在充N2保護(hù)下加入無氧NaOH，250 r/min振蕩24 h后，16 000 g離心30 min。收集上清液，經(jīng)液閃法測定即為富里酸和腐殖酸結(jié)合態(tài)的和。再取2 ml上清液，加入HCl調(diào)節(jié)至pH為1.0，在 4 ℃沉淀 24 h，5 000 g離心30 min，取上清液測定，得到富里酸的結(jié)合態(tài)。兩者相減即為阿特拉津與腐殖酸的結(jié)合態(tài)。

1.5 DNA 提取、高通量測序及分析

使用 FastDNA? SPIN Kit for Soils試劑盒(MP Biomedicals, Solon, USA)提取土壤DNA。利用引物341F/805R擴(kuò)增細(xì)菌16S rRNA基因，其中正向引物帶有5 bp條形碼標(biāo)記。擴(kuò)增后，經(jīng)瓊脂糖凝膠電泳驗證，每個樣品PCR擴(kuò)增子等摩爾混合，提交至Illumina Miseq高通量測序平臺(武漢貝納)。使用默認(rèn)參數(shù)的QIIME 1.9.1流程進(jìn)行序列分析。序列經(jīng)拼接、比對后在97% 相似性水平劃分操作分類單元(operational taxonomic unit, OTU)。通過與SILVA基因數(shù)據(jù)庫比較確定系統(tǒng)學(xué)分類。

1.6 細(xì)菌16S rRNA及降解功能基因定量 PCR 分析

參照文獻(xiàn)方法，采用定量PCR方法測定各樣品細(xì)菌16S rRNA和阿特拉津降解功能基因(和)[17]的拷貝數(shù)。定量PCR標(biāo)準(zhǔn)品制備方法：PCR擴(kuò)增基因片段，純化后測定DNA濃度，經(jīng)計算獲得拷貝數(shù)。梯度稀釋制備標(biāo)準(zhǔn)曲線(拷貝數(shù)范圍102～ 108copies/μl)，定量PCR標(biāo)準(zhǔn)曲線2>0.99，擴(kuò)增效率≥80%。

采用SYBR Green方法對樣品進(jìn)行定量PCR測定，以無菌水作為陰性對照。擴(kuò)增程序參照文獻(xiàn)設(shè)定。根據(jù)熔解曲線或1% 瓊脂糖凝膠電泳檢測評價擴(kuò)增的特異性。

1.7 AtzC及trzN基因克隆、測序與序列分析

PCR擴(kuò)增及基因，PCR產(chǎn)物經(jīng)電泳鑒定，將目的條帶純化后克隆至pESI-T載體，并轉(zhuǎn)化感受態(tài)大腸桿菌。對轉(zhuǎn)化子的菌落進(jìn)行PCR鑒定，并進(jìn)一步使用試劑盒提取質(zhì)粒，酶切法挑選陽性克隆并測序。所獲序列經(jīng)去除載體和引物部分后，用Mothur軟件進(jìn)行比對和劃分操作分類單元OTU。采用 MEGA6 軟件，以Neighbor-Joining方法建立及基因的系統(tǒng)發(fā)育樹。

1.8 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS19.0 進(jìn)行單因素方差分析 (ANOVA)，并采用Duncan多重比較來判斷差異顯著性(<0.05)。用R Studio 的vegan包計算布雷距離(bray distance)進(jìn)行主坐標(biāo)分析(principal co-ordinates analysis，PCoA)。三元圖分析方法參考文獻(xiàn)[15]。采用pheatmap包(https://CRAN. R-project.org/package=pheatmap)進(jìn)行熱圖分析。

2 結(jié)果

2.1 不同處理下阿特拉津的環(huán)境歸趨

利用同位素示蹤阿特拉津在土壤微宇宙中的歸趨，結(jié)果如圖1所示。16周培養(yǎng)期間，兩種施肥土壤中阿特拉津的背景礦化率分別為0.25% 和0.33%(圖1A)。添加1% 牡蠣殼粉后，阿特拉津的礦化顯著增加：在U-OS處理中，16周累積礦化率達(dá)到43.3%；M-OS處理中，累積礦化率也達(dá)到9.51%。單獨(dú)添加木質(zhì)素處理(U-L、M-L)對阿特拉津礦化沒有明顯影響。在同時添加牡蠣殼、木質(zhì)素的處理中，與對照相比，阿特拉津的礦化有所提高，其中U-OS+L組的礦化率為12.3%，M-OS+L組為2.67%。

除礦化外，將土壤中留存的阿特拉津-14C進(jìn)一步區(qū)分為DCM可提取態(tài)及有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)(包括胡敏酸和富里酸組分)。施用豬糞土壤M中的DCM可提取態(tài)略高于施化肥土壤U(圖1B)。牡蠣殼粉的效應(yīng)存在差異，在施化肥土壤中，U-OS處理顯著降低可提取態(tài)至6.33%，但在M-OS處理中DCM提取態(tài)為35.7%，高于對照處理。與對照相比，木質(zhì)素顯著降低了兩種土壤的DCM提取態(tài)，而同時加入牡蠣殼粉和木質(zhì)素并未體現(xiàn)出疊加效應(yīng)。

阿特拉津可與土壤有機(jī)質(zhì)形成結(jié)合殘留態(tài)。土壤改良處理總體上降低了富里酸結(jié)合部分(圖1C)。添加木質(zhì)素對腐殖酸結(jié)合部分有促進(jìn)作用(圖1D)，U-OS+L 處理中，21.7% 的阿特拉津-14C與腐殖酸結(jié)合，高于對照87.8倍；施豬糞土壤中，M-L、M-OS+L 處理下腐殖酸結(jié)合態(tài)分別為26.0%、21.0%，是M-CK(4.3%)的6.1倍和4.9倍。

2.2 細(xì)菌16S rRNA基因與阿特拉津降解功能基因定量

采用定量PCR測定細(xì)菌16S rRNA基因、阿特拉津降解功能基因、的拷貝數(shù)，結(jié)果如圖2所示。施豬糞土壤M中的16S rRNA基因拷貝數(shù)總體高于單施化肥土壤U。培養(yǎng)期間，U-CK0、U-CK、U-OS等各處理中16S rRNA基因拷貝數(shù)保持基本穩(wěn)定；添加木質(zhì)素處理中，拷貝數(shù)自培養(yǎng)初始的1.53×109copies/g增加到培養(yǎng)結(jié)束時的3.54×109(U-L)和4.22×109copies/g(U-OS+L)(圖2A)。M-CK0、M-CK、M-OS各處理中拷貝數(shù)從5.24×109copies/g分別下降到4.43×109、2.49×109和2.90×109copies/g；添加木質(zhì)素逆轉(zhuǎn)了下降的趨勢，M-L、M-OS+L處理中的拷貝數(shù)小幅增加到6.37×109和7.31×109copies/g (圖2B)。

(A. 阿特拉津礦化率；B. 阿特拉津DCM可提取態(tài)；C. 阿特拉津富里酸結(jié)合態(tài)；D. 阿特拉津腐殖酸結(jié)合態(tài)。U：施化肥土壤；M：施有機(jī)肥土壤。CK：對照；OS：添加牡蠣殼粉；L：添加木質(zhì)素；OS+L：添加牡蠣殼粉和木質(zhì)素。圖中小寫字母不同表示處理間差異顯著(P<0.05)，下同)

(A. 施化肥土壤；B. 施有機(jī)肥土壤；0W、7W、14W代表培養(yǎng)第0、7、14周，下同)

僅在添加牡蠣殼粉的處理(U-OS、M-OS)中成功擴(kuò)增出和基因。培養(yǎng)期間，兩個基因的豐度變化趨勢基本一致。培養(yǎng)至第7周時，有機(jī)肥土壤中阿特拉津兩種降解功能基因拷貝數(shù)分別達(dá)到2.59×107copies/g和3.22×107copies/g，幾乎是施化肥土壤的近10倍。隨著培養(yǎng)時間的延長，兩種土壤中阿特拉津降解功能基因都顯著降低，培養(yǎng)結(jié)束時，M-OS中功能基因拷貝數(shù)低于檢測限。

2.3 土壤細(xì)菌群落多樣性及組成

細(xì)菌16S rRNA基因高通量測序共獲得589萬余條序列，單個樣品的序列數(shù)為34 519 ～ 127 987。這些序列在97% 相似性水平劃分為7 473個OTU，并基于此進(jìn)行細(xì)菌多樣性及物種組成分析。α-多樣性分析結(jié)果(圖3A)顯示，施用豬糞土壤M中細(xì)菌群落的物種豐富度及多樣性均明顯高于施化肥土壤U。與CK0處理相比，CK處理中的阿特拉津降低了微生物的物種豐富度及多樣性，而牡蠣殼粉恢復(fù)了微生物的物種豐富度及多樣性，木質(zhì)素則降低了微生物的物種豐富度但增加了微生物的多樣性。

(A. Alpha 多樣性；B. PCoA分析)

采用主坐標(biāo)分析(PCoA)計算各處理間的β-多樣性差異。結(jié)果顯示，培養(yǎng)期間兩種土壤的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化(圖3B)。排序圖的第一軸和第二軸分別解釋了46.42% 和17.11% 的群落變異。兩種土壤主要沿著第一軸分開，顯示長期不同施肥對細(xì)菌群落的重要影響。U-L、U-OS、U-OS+L與U-CK間距離逐漸增大，提示在施化肥土壤中，牡蠣殼粉調(diào)節(jié)pH對細(xì)菌群落的影響要大于木質(zhì)素。在施豬糞土壤中，與對照M-CK的距離隨M-OS、M-L、M-OS+L的順序增加，表明木質(zhì)素的作用較牡蠣殼粉更為明顯。但阿特拉津?qū)?xì)菌群落β-多樣性影響較小。

將所獲序列與SILVA數(shù)據(jù)庫進(jìn)行比對后，選擇相對豐度大于1% 的細(xì)菌門進(jìn)行分析(圖4)。結(jié)果顯示，初始階段兩個土壤中的優(yōu)勢細(xì)菌存在差異：施化肥土壤中綠彎菌門(Chloroflexi，相對豐度31.76% ～ 33.05%)、浮霉菌門(Planctomycetes，6.24% ～ 11.62%)的相對豐度明顯高于施豬糞土壤(12.20% ～ 15.19%，4.07% ～ 7.84%)，土壤M中放線菌門(Actinobacteria，16.8% ～ 19.91%)、厚壁菌門(Firmicutes，6.99% ～ 9.44%)的相對豐度均高于施化肥土壤。

牡蠣殼粉和木質(zhì)素均明顯改變了兩種土壤的細(xì)菌組成，主要體現(xiàn)為變形菌門(Proteobacteria)相對豐度增加，綠彎菌門、酸桿菌門 (Acidobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)降低。此外牡蠣殼粉明顯增加了U-OS、U-OS+L、M-OS、M-OS+L處理中芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)的相對豐度，增加了U-OS、U-OS+L中擬桿菌門(Bacteroidetes)的相對豐度；而木質(zhì)素明顯增加了U-L、M-L處理中的浮霉菌門比例。

為探究對照、牡蠣殼粉、木質(zhì)素處理下細(xì)菌群落的響應(yīng)特征，利用三元圖找出差異物種，并在科水平對差異物種進(jìn)行熱圖分析(圖5)。兩種土壤各處理富集的細(xì)菌群落存在明顯差異。木質(zhì)素對微生物具有明顯的選擇作用，而牡蠣殼粉對施豬糞土壤中微生物的作用遠(yuǎn)大于在施化肥土壤中的作用。牡蠣殼粉增加了施化肥土壤中變形菌門的小單孢菌科(Micromonospoaceae)、芽單胞菌門的芽單胞菌科(Gemmatimonadaceae)，富集了施豬糞土壤中變形菌門的鞘脂單胞菌科(Sphingomonadaceae)、厚壁菌門的芽孢桿菌科(Bacillaceae)等。木質(zhì)素在化肥土壤中顯著富集了酸桿菌門的酸桿菌科(Acidobacteriaceae) (Subgroup 1)、放線菌門的酸熱菌科（Acidothermaceae）、變形菌門的柄桿菌科(Caulobacteraceae)等；而在有機(jī)肥土壤中變形菌門嗜甲基菌科(Methylophilaceae)、鞘脂單胞菌科(Sphingomonadaceae)、伯克氏菌科(Burkholderiaceae)等相對豐度顯著增加。同時添加木質(zhì)素和牡蠣殼粉的U-OS+L、M-OS+L中生毛霉菌科(Hyphomicrobiaceae)變得相對豐富。這些結(jié)果表明，土壤改良劑可以通過改變土壤微生物的豐度和引入新的細(xì)菌譜系來改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。

(A. 施化肥土壤；B. 施有機(jī)肥土壤)

(A、B：化肥處理第7、14周；C、D：有機(jī)肥處理第7、14周；E：差異OTU在主要細(xì)菌科水平上的熱圖)

2.4 阿特拉津降解功能基因多樣性

為揭示兩種土壤中阿特拉津降解功能基因的組成差異，選擇豐度較高的第7周U-OS、M-OS處理土壤樣品進(jìn)行和基因的克隆和測序。結(jié)果顯示，兩個土壤中的基因序列高度同源，主要與菌株sp. TT3相關(guān)序列一致。獲得的99個序列可以分為Group I和II兩類(圖6A)。Group I由54個序列組成，主要與sp. C3中的基因高度一致，并在施化肥土壤U中占據(jù)優(yōu)勢；Group II包括45個序列，與sp. DN36的基因高度一致，在施豬糞土壤中占據(jù)優(yōu)勢(圖6B)。

圖6 trzN基因系統(tǒng)發(fā)育樹(A)和在不同土壤中的比例(B)

3 討論

3.1 長期不同施肥措施對旱地紅壤阿特拉津環(huán)境歸趨的影響

由于特殊的成土過程，紅壤具有低pH和低肥力等特點(diǎn)[18]。本研究中涉及的兩個不同施肥紅壤，pH均小于6，土壤有機(jī)質(zhì)1.20% ～ 1.39%[16]，對土壤微生物群落及其功能可能產(chǎn)生影響[11-12]。Ren等[1]對潮土、黑土、水稻土、紅壤的比較研究發(fā)現(xiàn)，紅壤對多環(huán)芳烴的降解率最低；Shen等[2]發(fā)現(xiàn)，紅壤對紅霉素的礦化遠(yuǎn)低于黑土和潮土。類似地，本研究發(fā)現(xiàn)長期施化肥(U)或豬糞(M)的旱地紅壤中阿特拉津的微生物降解過程十分緩慢，16周的累積礦化率均低于0.33%。這可能與逆境下阿特拉津降解菌生長緩慢、數(shù)量少、分解代謝活性低，以及阿特拉津生物有效性低的特點(diǎn)有關(guān)，導(dǎo)致阿特拉津的自然衰減能力嚴(yán)重不足[19-20]。此外，在兩個土壤中，阿特拉津的富里酸結(jié)合態(tài)呈現(xiàn)U>M，而腐殖酸結(jié)合態(tài)呈現(xiàn)U

3.2 牡蠣殼粉調(diào)節(jié)下阿特拉津的微生物轉(zhuǎn)化機(jī)制

本研究中，牡蠣殼粉極大促進(jìn)了阿特拉津的生物礦化，且對施化肥土壤(pH 5.13)的效果要好于施豬糞土壤(pH 6.20)。生物礦化的增加進(jìn)而導(dǎo)致了不可提取殘留態(tài)和提取態(tài)阿特拉津的明顯下降。牡蠣殼粉可以改善土壤有機(jī)質(zhì)、有效磷和交換性陽離子等養(yǎng)分平衡，為微生物生長提供了有利條件[21]，但由于U-OS、M-OS處理中16S rRNA基因豐度均沒有明顯的增長，牡蠣殼粉的調(diào)控作用并不體現(xiàn)為對細(xì)菌數(shù)量的刺激。更有可能，牡蠣殼粉通過調(diào)節(jié)土壤pH[16]影響微生物群落多樣性及組成，從而提高了微生物降解功能。例如，最適生長pH為7.0的，其在U-OS中的相對豐度達(dá)6.75%，遠(yuǎn)高于U-CK中的0.08%；不少結(jié)果表明相關(guān)OS處理土壤中富集的種類如Nitrospira、Micromonospor、的豐度與土壤 pH呈負(fù)相關(guān)[22-23]。

部分在OS處理土壤中被富集的細(xì)菌可能參與阿特拉津代謝。由三元圖和熱圖分析可見，在礦化率最高的U-OS處理中被顯著富集的Gemmatimonadaceae、Micromonosporaceae等[24-25]，在M-OS中被富集的Sphingomonadaceae和Bacillaceae，在M-OS+L中的Burkholderiaceae和Xanthobacteraceae等[26-27]，據(jù)報道可以降解阿特拉津。阿特拉津降解功能基因的分析為牡蠣殼粉的刺激效應(yīng)提供了進(jìn)一步證據(jù)。在兩種施肥土壤的OS處理中，均能檢出和基因，直接證實阿特拉津降解菌的存在?；虻男蛄型葱圆町愄崾?，同樣的pH調(diào)節(jié)措施，在施豬糞土壤中有利于諾卡氏菌屬降解菌，而在施化肥土壤可能有利于節(jié)桿菌屬降解菌，提示阿特拉津降解微生物的生態(tài)位差異。

3.3 木質(zhì)素對阿特拉津環(huán)境歸趨的影響

木質(zhì)素是具有有機(jī)污染物修復(fù)潛力的生物刺激材料[16,28]，已被證明可以有效促進(jìn)多環(huán)芳烴類污染物的微生物降解。本研究中，在單一木質(zhì)素處理下顯著富集的Methylophilaceae、、Sphingomonadaceae、Burkholderiaceae等，均與木質(zhì)素結(jié)構(gòu)中甲基、芳香基團(tuán)的降解過程有關(guān)。但是，這些微生物的豐度增加并沒有促進(jìn)阿特拉津的礦化。與牡蠣殼粉不同，木質(zhì)素對阿特拉津的效果主要體現(xiàn)為土壤腐殖質(zhì)結(jié)合態(tài)殘留態(tài)的增加，這有助于減少污染物的有效濃度，從而降低生態(tài)和人體健康風(fēng)險。Taverna等[29]的研究表明，木質(zhì)素可以作為很好的農(nóng)藥控釋材料，即使在高濃度溶液中也具有突出的阿特拉津吸附效果。這可能是因為木質(zhì)素作為一種交聯(lián)的酚類聚合物，具有豐富的官能團(tuán)，可與有機(jī)污染物產(chǎn)生相互作用，以共價鍵、弱相互作用等方式將污染物固定下來，從而實現(xiàn)阿特拉津污染風(fēng)險的有效控制[30]。

4 結(jié)論

兩種不同施肥方式下旱地紅壤中阿特拉津的生物降解活性不足，導(dǎo)致了較低的污染物礦化率。土壤改良措施不同程度上改變土壤性質(zhì)及微生物群落，并進(jìn)一步影響了阿特拉津的環(huán)境行為。其中，牡蠣殼粉有效調(diào)節(jié)紅壤pH，可能通過促進(jìn)嗜中性阿特拉津降解微生物的生長增加阿特拉津的降解，主要體現(xiàn)為阿特拉津礦化的促進(jìn)；木質(zhì)素的加入，吸附固定了土壤中的阿特拉津，從而增加阿特拉津吸附殘留態(tài)。本研究結(jié)果有助于闡明旱地紅壤中阿特拉津的微生物降解規(guī)律，并為探究促進(jìn)有機(jī)污染物在紅壤中降解的方法提供科學(xué)依據(jù)。

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Environmental Fate and Regulation of Atrazine in Upland Red Soil Under Different Fertilization Regimes

DONG Panyue1,2, CHEN Yuzhu1, ZENG Jun1, LIN Xiangui1, LUO Yongming1, WU Yucheng1,2*

(1 CAS Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

In this study, upland red soils under different fertilization regimes were collected, and soil microcosms supplemented with lignin or milled oyster shell (OS) were established. Isotope tracer and molecular assays were used to evaluate the effects of fertilization and soil amelioration on atrazine mineralization and degrading microbes. The results show that the accumulative mineralization of atrazine is less than 0.33% in soils fertilized with mineral and farm yard manure fertilizers. Milled OS significantly enhances the mineralization of atrazine to 43.3% in the mineral and 9.51% in the manure fertilized soils, respectively, coupled to an increase in soil pH and to changing bacterial communities. Meanwhile,andgenes that are responsible for atrazine biodegradation are enriched. In contrast, lignin does not stimulate atrazine mineralization. Instead, lignin considerably increases the formation of nonextractable residues, thus decreases the bioavailability of atrazine. These findings contribute to a comprehensive understanding of environmental fate of atrazine in red soil, and highlight the potential of soil amelioration in mitigating pollutants.

Atrazine; Red soil; Soil amelioration; Microbial degradation; Environmental fate

X172；X592

A

10.13758/j.cnki.tr.2022.06.014

董攀月, 陳禹竹, 曾軍, 等. 不同施肥處理下旱地紅壤中阿特拉津的環(huán)境歸趨及其調(diào)控研究. 土壤, 2022, 54(6): 1201–1209.

國家重點(diǎn)研發(fā)計劃項目(2019YFC1804203)、國家自然科學(xué)基金項目(41977132)和黑土地保護(hù)與利用科技創(chuàng)新工程專項(XDA28030501)資助。

通訊作者(ycwu@issas.ac.cn)

董攀月(1996—)，女，湖北潛江人，碩士研究生，主要研究方向為污染土壤生物修復(fù)。E-mail: dongpanyue@issas.ac.cn