不同施肥處理下旱地紅壤中阿特拉津的環境歸趨及其調控研究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境歸趨及其調控研究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 中國科學院土壤環境與污染修復重點實驗室(南京土壤研究所)，南京 210008；2 中國科學院大學，北京 100049)

本研究采集長期施用化肥或有機肥(豬糞)的旱地紅壤，設置單一或復合添加木質素和牡蠣殼粉的不同組合處理，進行微宇宙試驗。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控作用。結果表明，在14周培養期間，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、改變土壤細菌群落，將施化肥、有機肥土壤中礦化率大幅提高至43.3% 和9.51%，同時導致和等阿特拉津降解功能基因的富集。木質素則顯著促進阿特拉津殘留態形成，使阿特拉津與土壤有機質的結合達對照組的6.1倍，但對污染物的礦化沒有明顯作用。本研究結果有助于闡明旱地紅壤中阿特拉津的環境歸趨，并為發展適用于紅壤的污染物控制技術提供科學依據。

阿特拉津；紅壤；土壤改良；微生物降解；環境歸趨

紅壤廣泛分布于我國南方熱帶、亞熱帶地區，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，紅壤中有機污染物如多環芳烴[1]、抗生素[2]的降解速率偏低。鑒于紅壤地區是我國重要的糧食、經濟作物生產基地，研究紅壤中有機污染物的轉化及其調控技術，對于保障糧食安全、生態安全具有重要科學意義。

阿特拉津是一種選擇性內吸傳導型除草劑，由于其低成本、易應用的特點，使用量逐年增加。據統計，2019年我國消耗阿特拉津近1 300萬公斤[3]。在我國南方地區，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]，導致深層土壤、地表水及地下水中阿特拉津及其降解產物的檢出[5-6]，產生健康和生態環境風險。阿特拉津具有毒性及內分泌干擾性，低濃度即可損害青蛙、斑馬魚的生殖健康[3,7-8]。農田土壤中殘留的阿特拉津可能對后茬作物產生影響[9]。已知微生物可通過氧化脫烷基化或脫鹵反應降解阿特拉津[10]，與土壤–污染物相互作用，共同決定著阿特拉津的環境歸趨。

農業生產中，常采用施肥、調節酸度等措施進行土壤改良，提高農田生產力。這些措施在不同程度上影響著土壤的理化及微生物性質[11-12]，并進而影響有機污染物的微生物降解與環境行為。例如，付登強等[13]利用碳酸鈣調節土壤pH，影響污染物的降解。而木質素能有效促進多環芳烴污染土壤的修復[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識。本研究依托旱地紅壤長期定位施肥試驗，設置土壤微宇宙，通過同位素示蹤研究調節酸度和添加改良劑下阿特拉津的環境歸趨；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。研究結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律，并為開發適用于紅壤的有機污染物修復技術提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自江西鷹潭農田生態系統國家野外科學觀測研究站長期定位施肥試驗地，土壤類型為第四紀紅色黏土。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個重復小區中采集表層10 cm表層土壤后組合為一個混合樣。自然風干后磨細、過2 mm篩，儲存于4 ℃。經測定，施化肥土壤U和施有機肥土壤M的基本理化性質分別為：pH 5.13、6.20(土水比1︰2.5，︰)，有機質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，其他基本理化性質參見文獻[16]。

1.2 化學試劑

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)化成工業發展有限公司，堿性木質素購自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 試驗設計

設置兩組平行試驗，研究不同施肥紅壤中阿特拉津的環境歸趨及調控措施的影響。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境歸趨，共設立4個處理(表1)：僅添加阿特拉津的對照(CK)，CK基礎上添加牡蠣殼粉調節pH處理(OS)、添加木質素處理(L)、添加牡蠣殼粉及木質素處理(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，另設立不添加阿特拉津的對照(CK0)，用于研究微生物群落響應。所有處理均設立3個重復。

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；牡蠣殼粉和木質素的最終含量為10 mg/g。

在開展礦化研究前，預先開展了牡蠣殼粉調節土壤pH的效果評估。結果表明，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，因此在研究中設置牡蠣殼粉用量為1%。木質素用量參照文獻[15]設定為1%。

土壤微宇宙設置為：60 ml礦化管中裝入5.0 g土壤，阿特拉津的加入參照文獻進行[14]。添加土壤改良劑后調節土壤含水量為田間持水量的60%，于黑暗條件下室溫(25 ℃)培養。試驗I每周取樣測定14CO2，試驗結束后破壞性取樣，測定14C在土壤中的分布；試驗II于培養第7周、第14周進行破壞性取樣，提取DNA后用于下游分子生態分析。

1.4 阿特拉津礦化、可提取態和結合態的測定

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：培養結束后，土壤樣品風干過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，經裝有5 g無水硫酸鈉的濾紙過濾至茄型瓶中，重復3次。提取液旋轉蒸干，正己烷溶解，液閃法測定可提取態含量。

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

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擴增細菌16S rRNA基因，其中正向引物帶有5 bp條形碼標記。擴增后，經瓊脂糖凝膠電泳驗證，每個樣品PCR擴增子等摩爾混合，提交至Illumina Miseq高通量測序平臺(武漢貝納)。使用默認參數的QIIME 1.9.1流程進行序列分析。序列經拼接、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基因數據庫比較確定系統學分類。

1.6 細菌16S rRNA及降解功能基因定量 PCR 分析

參照文獻方法，采用定量PCR方法測定各樣品細菌16S rRNA和阿特拉津降解功能基因(和)[17]的拷貝數。定量PCR標準品制備方法：PCR擴增基因片段，純化后測定DNA濃度，經計算獲得拷貝數。梯度稀釋制備標準曲線(拷貝數范圍102～ 108copies/μl)，定量PCR標準曲線2>0.99，擴增效率≥80%。

采用SYBR Green方法對樣品進行定量PCR測定，以無菌水作為陰性對照。擴增程序參照文獻設定。根據熔解曲線或1% 瓊脂糖凝膠電泳檢測評價擴增的特異性。

1.7 AtzC及trzN基因克隆、測序與序列分析

PCR擴增及基因，PCR產物經電泳鑒定，將目的條帶純化后克隆至pESI-T載體，并轉化感受態大腸桿菌。對轉化子的菌落進行PCR鑒定，并進一步使用試劑盒提取質粒，酶切法挑選陽性克隆并測序。所獲序列經去除載體和引物部分后，用Mothur軟件進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發育樹。

1.8 數據分析

采用SPSS19.0 進行單因素方差分析 (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)進行主坐標分析(principal co-ordinates analysis，PCoA)。三元圖分析方法參考文獻[15]。采用pheatmap包(https://CRAN. R-project.org/package=pheatmap)進行熱圖分析。

2 結果

2.1 不同處理下阿特拉津的環境歸趨

利用同位素示蹤阿特拉津在土壤微宇宙中的歸趨，結果如圖1所示。16周培養期間，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周累積礦化率達到43.3%；M-OS處理中，累積礦化率也達到9.51%。單獨添加木質素處理(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進一步區分為DCM可提取態及有機質結合態(包括胡敏酸和富里酸組分)。施用豬糞土壤M中的DCM可提取態略高于施化肥土壤U(圖1B)。牡蠣殼粉的效應存在差異，在施化肥土壤中，U-OS處理顯著降低可提取態至6.33%，但在M-OS處理中DCM提取態為35.7%，高于對照處理。與對照相比，木質素顯著降低了兩種土壤的DCM提取態，而同時加入牡蠣殼粉和木質素并未體現出疊加效應。

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

2.2 細菌16S rRNA基因與阿特拉津降解功能基因定量

采用定量PCR測定細菌16S rRNA基因、阿特拉津降解功能基因、的拷貝數，結果如圖2所示。施豬糞土壤M中的16S rRNA基因拷貝數總體高于單施化肥土壤U。培養期間，U-CK0、U-CK、U-OS等各處理中16S rRNA基因拷貝數保持基本穩定；添加木質素處理中，拷貝數自培養初始的1.53×109copies/g增加到培養結束時的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；添加木質素逆轉了下降的趨勢，M-L、M-OS+L處理中的拷貝數小幅增加到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；C. 阿特拉津富里酸結合態；D. 阿特拉津腐殖酸結合態。U：施化肥土壤；M：施有機肥土壤。CK：對照；OS：添加牡蠣殼粉；L：添加木質素；OS+L：添加牡蠣殼粉和木質素。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. 施有機肥土壤；0W、7W、14W代表培養第0、7、14周，下同)

僅在添加牡蠣殼粉的處理(U-OS、M-OS)中成功擴增出和基因。培養期間，兩個基因的豐度變化趨勢基本一致。培養至第7周時，有機肥土壤中阿特拉津兩種降解功能基因拷貝數分別達到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，培養結束時，M-OS中功能基因拷貝數低于檢測限。

2.3 土壤細菌群落多樣性及組成

細菌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，并基于此進行細菌多樣性及物種組成分析。α-多樣性分析結果(圖3A)顯示，施用豬糞土壤M中細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，而牡蠣殼粉恢復了微生物的物種豐富度及多樣性，木質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)

采用主坐標分析(PCoA)計算各處理間的β-多樣性差異。結果顯示，培養期間兩種土壤的細菌群落結構發生明顯變化(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，牡蠣殼粉調節pH對細菌群落的影響要大于木質素。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，表明木質素的作用較牡蠣殼粉更為明顯。但阿特拉津對細菌群落β-多樣性影響較小。

將所獲序列與SILVA數據庫進行比對后，選擇相對豐度大于1% 的細菌門進行分析(圖4)。結果顯示，初始階段兩個土壤中的優勢細菌存在差異：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。

牡蠣殼粉和木質素均明顯改變了兩種土壤的細菌組成，主要體現為變形菌門(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、木質素處理下細菌群落的響應特征，利用三元圖找出差異物種，并在科水平對差異物種進行熱圖分析(圖5)。兩種土壤各處理富集的細菌群落存在明顯差異。木質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菌譜系來改變土壤微生物群落結構。

(A. 施化肥土壤；B. 施有機肥土壤)

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

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處理土壤樣品進行和基因的克隆和測序。結果顯示，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中占據優勢；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優勢(圖6B)。

圖6 trzN基因系統發育樹(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[18]。本研究中涉及的兩個不同施肥紅壤，pH均小于6，土壤有機質1.20% ～ 1.39%[16]，對土壤微生物群落及其功能可能產生影響[11-12]。Ren等[1]對潮土、黑土、水稻土、紅壤的比較研究發現，紅壤對多環芳烴的降解率最低；Shen等[2]發現，紅壤對紅霉素的礦化遠低于黑土和潮土。類似地，本研究發現長期施化肥(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、數量少、分解代謝活性低，以及阿特拉津生物有效性低的特點有關，導致阿特拉津的自然衰減能力嚴重不足[19-20]。此外，在兩個土壤中，阿特拉津的富里酸結合態呈現U>M，而腐殖酸結合態呈現U

3.2 牡蠣殼粉調節下阿特拉津的微生物轉化機制

本研究中，牡蠣殼粉極大促進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)。生物礦化的增加進而導致了不可提取殘留態和提取態阿特拉津的明顯下降。牡蠣殼粉可以改善土壤有機質、有效磷和交換性陽離子等養分平衡，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，牡蠣殼粉的調控作用并不體現為對細菌數量的刺激。更有可能，牡蠣殼粉通過調節土壤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6.75%，遠高于U-CK中的0.08%；不少結果表明相關OS處理土壤中富集的種類如Nitrospira、Micromonospor、的豐度與土壤 pH呈負相關[22-23]。

部分在OS處理土壤中被富集的細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提供了進一步證據。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。基因的序列同源性差異提示，同樣的pH調節措施，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桿菌屬降解菌，提示阿特拉津降解微生物的生態位差異。

3.3 木質素對阿特拉津環境歸趨的影響

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

4 結論

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及微生物群落，并進一步影響了阿特拉津的環境行為。其中，牡蠣殼粉有效調節紅壤pH，可能通過促進嗜中性阿特拉津降解微生物的生長增加阿特拉津的降解，主要體現為阿特拉津礦化的促進；木質素的加入，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。本研究結果有助于闡明旱地紅壤中阿特拉津的微生物降解規律，并為探究促進有機污染物在紅壤中降解的方法提供科學依據。

[1] Ren G D, Teng Y, Ren W J, et al.dissipation potential varies with soil type and associated bacterial community changes[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2016, 103: 71–85.

[2] Shen D H, Gu X, Zheng Y Y, et al. The fate of erythromycin in soils and its effect on soil microbial community structure[J]. Science of the Total Environment, 2022, 820: 153373.

[3] Dou R N, Sun J T, Deng F C, et al. Contamination of pyrethroids and atrazine in greenhouse and open-field agricultural soils in China[J]. Science of the Total Environment, 2020, 701: 134916.

[4] Shipitalo M J, Owens L B. Atrazine, deethylatrazine, and deisopropylatrazine in surface runoff from conservation tilled watersheds[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(5): 944–950.

[5] Lin K Y, Chu W. Simulation and quantification of the natural decay of a typical endocrine disrupting chemical Atrazine in an aquatic system[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 192(3): 1260–1266.

[6] Radosevich M, Traina S J, Tuovinen O H. Biodegradation of atrazine in surface soils and subsurface sediments collected from an agricultural research farm[J]. Biodegradation, 1996, 7(2): 137–149.

[7] Tillitt D E, Papoulias D M, Whyte J J, et al. Atrazine reduces reproduction in fathead minnow ()[J]. Aquatic Toxicology, 2010, 99(2): 149–159.

[8] Zaya R M, Amini Z, Whitaker A S, et al. Atrazine exposure affects growth, body condition and liver health intadpoles[J]. Aquatic Toxicology, 2011, 104(3/4): 243–253.

[9] 葉新強, 魯巖, 張恒. 除草劑阿特拉津的使用與危害[J]. 環境科學與管理, 2006, 31(8): 95–97.

[10] Barriuso E, Houot S. Rapid meneralization of the s-triazine ring of atrazine in soils in relation to soil management[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1996, 28(10/11): 1341–1348.

[11] Zhou J, Guan D W, Zhou B K, et al. Influence of 34-years of fertilization on bacterial communities in an intensively cultivated black soil in northeast China[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 90: 42–51.

[12] Guo Z C, Zhang Z B, Zhou H, et al. Long-term animal manure application promoted biological binding agents but not soil aggregation in a Vertisol[J]. Soil and Tillage Research, 2018, 180: 232–237.

[13] 付登強, 滕應, 駱永明, 等. 土壤pH、水分及溫度對長期污染土壤中苯并[a]芘動態變化的影響初探[J]. 土壤, 2012, 44(3): 444–449.

[14] Wu Y C, Ding Q M, Zhu Q H, et al. Contributions of ryegrass, lignin and rhamnolipid to polycyclic aromatic hydrocarbon dissipation in an arable soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2018, 118: 27–34.

[15] 孫月. 多環芳烴污染土壤木質素共代謝修復的機制與應用潛力[D]. 南京:中國科學院南京土壤研究所, 2020: 17–33

[16] Chen W, Teng Y, Li Z G, et al. Mechanisms by which organic fertilizer and effective microbes mitigate peanut continuous cropping yield constraints in a red soil of South China[J]. Applied Soil Ecology, 2018, 128: 23–34.

[17] Douglass J F, Radosevich M, Tuovinen O H. Biomineralization of atrazine and analysis of 16S rRNA and catabolic genes of atrazine degraders in a former pesticide mixing site and a machinery washing area[J]. Journal of Soils and Sediments, 2016, 16(9): 2263–2274.

[18] 趙其國. 紅壤物質循環及其調控[M]. 北京: 科學出版社, 2002.

[19] Fang H, Lian J J, Wang H F, et al. Exploring bacterial community structure and function associated with atrazine biodegradation in repeatedly treated soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 286: 457–465.

[20] Huang H, Zhang C L, Rong Q, et al. Effect of two organic amendments on atrazine degradation and microorganisms in soil[J]. Applied Soil Ecology, 2020, 152: 103564.

[21] Lee C H, Lee D K, Ali M A, et al. Effects of oyster shell on soil chemical and biological properties and cabbage productivity as a liming materials[J]. Waste Management, 2008, 28(12): 2702–2708.

[22] Wang C Y, Zhou X, Guo D, et al. Soil pH is the primary factor driving the distribution and function of microorganisms in farmland soils in northeastern China[J]. Annals of Microbiology, 2019, 69(13): 1461–1473.

[23] Liu J J, Sui Y Y, Yu Z H, et al. High throughput sequencing analysis of biogeographical distribution of bacterial communities in the black soils of northeast China[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 70: 113–122.

[24] Luo S W, Ren L, Wu W J, et al. Impacts of earthworm casts on atrazine catabolism and bacterial community structure in laterite soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 425: 127778.

[25] Meyer A H, Dybala-Defratyka A, Alaimo P J, et al. Cytochrome P450-catalyzed dealkylation of atrazine bysp. strain NI86/21 involves hydrogen atom transfer rather than single electron transfer[J]. Dalton Transactions (Cambridge, England, 2014, 43(32): 12175–12186.

[26] Espín Y, Aranzulla G, álvarez-Ortí M, et al. Microbial community and atrazine-degrading genetic potential in deep zones of a hypersaline lake-aquifer system[J]. Applied Sciences, 2020, 10(20): 7111.

[27] Sharma P, Chopra A, Cameotra S S, et al. Efficient biotransformation of herbicide diuron by bacterial strainsp. PS-1[J]. Biodegradation, 2010, 21(6): 979–987.

[28] 孫月, 潘彥碩, 曾軍, 等. 木質素與蚯蚓對黑麥草生物量及土壤微生物群落的影響[J]. 土壤, 2021, 53(2): 313–320.

[29] Taverna M E, Busatto C A, Lescano M R, et al. Microparticles based on ionic and organosolv lignins for the controlled release of atrazine[J]. Journal of Hazardous Materials, 2018, 359: 139–147.

[30] Gao B Q, Li P, Yang R, et al. Investigation of multiple adsorption mechanisms for efficient removal of ofloxacin from water using lignin-based adsorbents[J]. Scientific Reports, 2019, 9: 637.

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境歸趨及其調控研究. 土壤, 2022, 54(6): 1201–1209.

國家重點研發計劃項目(2019YFC1804203)、國家自然科學基金項目(41977132)和黑土地保護與利用科技創新工程專項(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。E-mail: dongpanyue@issas.ac.cn